RBCIAMB_n47

Revista Brasileira de Ciências Ambientais 

Março de 2018 N o 47 

ISSN Eletrônico 2176-9478

Revista Brasileira de Ciências Ambientais 

ISSN Eletrônico 2176-9478 

Março de 2018 N o 47 

Expediente 

Editor Geral 

Maurício Dziedzic 

Editores Internacionais 

Günter Gunkel - Alemanha 

Jose Alfaro Joins - Estados Unidos 

Manuela Morais - Portugal 

Oscar Parra - Chile 

Editores Nacionais 

Adriana Marques Rossetto 

Liliana Pena Naval 

Marco Aurélio da Silva Carvalho Filho 

Mário Augusto Gonçalves Jardim 

Tadeu Fabrício Malheiros 

Conselho Editorial 

Arlindo Philippi Jr., Asher Kiperstock, Carlos Alberto Cioce 

Sampaio, Cleverson Vitorio Andreolli, Eliza Maria Xavier 

Freire, Fabiano Toni, Jorge Tenório, Leandro Gonçalves 

Oliveira, Luiz Carlos Beduschi Filho, Marco Antonio 

Almeida de Souza, Maria de Lourdes Florencio, Maria 

do Carmo Martins Sobral, Miguel Mansur Aisse, Valdir 

Fernandes, Wanderley da Silva Paganini 

Coordenação 

Associação Brasileira de Engenharia Sanitária e 

Ambiental - ABES 

Presidente Nacional da ABES 

Roberval Tavares de Souza 

Responsável 

Soraia F. F. Fernandes 

Produção Editorial 

Zeppelini Publishers 

www.zeppelini.com.br 

Submissão de artigos, dúvidas e sugestões: rbciamb@abes-dn.org.br 

Instruções para autores, clique aqui 

Esta é uma publicação em parceria com o Instituto de Ciência e Tecnologia em Resíduos e 

Desenvolvimento Sustentável - ICTR www.ictr.org.br

1 - AVALIAÇÃO DA CONDUTIVIDADE HIDRÁULICA EM 

DOIS USOS DO SOLO NA REGIÃO CENTRAL DO BRASIL 

Evaluation of hydraulic conductivity in two land uses 

soil in Central Brazil 

Miguel Angel Alfaro Soto - Chang Hung Kiang 

12 - ANT ASSEMBLAGES (HYMENOPTERA: 

FORMICIDAE) ASSOCIATED TO ENVIRONMENTS 

OF A RURAL PROPERTY IN THE EXTREME WESTERN 

REGION OF THE STATE OF SANTA CATARINA 

Assembleias de formigas (Hymenoptera: Formicidae) 

associadas a ambientes de uma propriedade rural do 

extremo oeste catarinense 

Junir Antonio Lutinski - Cladis Juliana Lutinski - Juliane 

Freitag Beling - Maria Assunta Busato - Vanessa Corralo 

24 - PLANEJAMENTO E OTIMIZAÇÃO DO 

TRATAMENTO POR OZONIZAÇÃO DA ÁGUA DE 

LAVAGEM DA BORRA OLEOSA DO REFINO DO 

PETRÓLEO 

Planning and optimizing the treatment of washing 

water of oily sludge from oil refining by ozonation 

Mateus Chaves Almeida de Oliveira - Jessica Moreira - 

Fabiano Luiz Naves 

35 - QUANTIFICAÇÃO DO ESTOQUE DE CARBONO 

DA COPERNICIA PRUNIFERA (MILL.) H. E. MOORE 

EM ÁREAS DISTINTAS 

Quantification of carbon stock Copernicia prunifera (mill.) 

H. E. Moore in different areas 

Vera Lúcia dos Santos Costa - Jaíra Maria Alcobaça 

Gomes - Maria da Conceição Prado de Oliveira - Carla 

Ledi Korndörfer 

46 - MUDANÇAS CLIMÁTICAS E O SETOR 

HIDROELÉTRICO BRASILEIRO: UMA ANÁLISE COM 

BASE EM MODELOS DO IPCC-AR5 

Climate change and brazilian hydropower sector: an 

analysis based on global models from IPCC-AR5 

Cleiton da Silva Silveira - Francisco de Assis Souza Filho - 

Francisco das Chagas Vasconcelos Júnior - Luiz Martins 

de Araújo Júnior - Samuellson Lopes Cabral 

61 - AVALIAÇÃO DE IMPACTO À SAÚDE DO 

PROGRAMA DE CONTROLE DE POLUIÇÃO DO AR 

POR VEÍCULOS AUTOMOTORES NO MUNICÍPIO DE 

SÃO PAULO, BRASIL 

Health impact assessment of Automotive Vehicles Air 

Pollution Control Program in São Paulo, SP, Brazil 

Karina Camasmie Abe - Simone Georges El Khouri 

Miraglia 

74 - MODELOS ESTRUTURAIS DE BIOENGENHARIA 

DE SOLOS NA REVEGETAÇÃO DE PILHAS DE ESTÉRIL 

EM MINERAÇÃO A CÉU ABERTO 

Soil bioengineering structural models for the 

revegetation of waste dumps in opencast mining 

Maria Lucia Solera - Admilson Irio Ribeiro - Caroline 

Almeida Souza - Sofia Julia Alves Macedo Campos 

89 - INTERFERÊNCIAS DE ESPÉCIES ARBÓREAS NA 

INTERCEPTAÇÃO DAS ÁGUAS PLUVIAIS URBANAS 

Interferences of arboreal species in the interception of 

urban stormwater 

Patrícia Layne Alves - Klebber Teodomiro Martins 

Formiga - Marco Antônio Borges Traldi 

101 - ESTUDO COMPARATIVO DE ADSORÇÃO 

DE ÍONS METÁLICOS EM MEIO AQUOSO POR 

MEMBRANAS DE QUITOSANA RETICULADAS 

Comparative study of metal ions adsorption in aqueous 

media by cross-linked chitosan membranes 

Carol Christina de Faria - Paulo Sergio Tonello 

116 - VALORAÇÃO AMBIENTAL DE UM RIO URBANO: 

UMA APLICAÇÃO DO MÉTODO DE VALORAÇÃO 

CONTINGENTE EM LAGES, SANTA CATARINA 

Environmental valuation of an urban river: an 

application of the contingent valuation method in 

Lages, Santa Catarina, Brazil 

Gabriel Nathan Nicola Mombach - Júlia Wahrlich - Ana 

Paula Coelho Clauberg - Lucas Silveira Beninca - Flávio 

José Simioni

DOI: 10.5327/Z2176-947820180169 

AVALIAÇÃO DA CONDUTIVIDADE HIDRÁULICA 

EM DOIS USOS DO SOLO NA REGIÃO CENTRAL DO BRASIL 

EVALUATION OF HYDRAULIC CONDUCTIVITY IN TWO LAND USES SOIL IN CENTRAL BRAZIL 

Miguel Angel Alfaro Soto 

Doutor em Geotecnia pela 

Escola de Engenharia de São 

Carlos, Universidade de São 

Paulo (USP). Pesquisador no 

Departamento de Geologia Aplicada 

e Centro de Estudos Ambientais, 

Universidade Estadual Paulista 

“Júlio de Mesquita Filho” (UNESP) – 

Rio Claro (SP), Brasil. 

Chang Hung Kiang 

Doutor em Geologia pela 

Universidade Northwestern. 

Professor no Departamento 

de Geologia Aplicada e Centro 

de Estudos Ambientais, 

UniversidadeEstadual Paulista 

“Júlio de Mesquita Filho” (UNESP) – 

Rio Claro (SP), Brasil. 

Endereço para correspondência: 

Miguel Angel Alfaro Soto – 

Avenida 24a, 1.515 – Bela Vista – 

CEP 13506-900 – Rio Claro (SP), 

Brasil – E-mail: alfaro@rc.unesp.br 

Recebido: 28/06/2016 

Aceito: 07/12/2017 

RESUMO 

Uma avaliação das condutividades hidráulicas em solos com tipos distintos 

de uso e ocupação — cultivo agrícola e cerrado nativo — foi realizada com 

a finalidade de verificar a interferência das intensas atividades agrícolas no 

processo de infiltração da água no solo e, consequentemente, recarga de 

aquíferos. Para determinação da condutividade hidráulica saturada em campo 

foram empregados permeâmetro Guelph e infiltrômetro de anel duplo. 

Os ensaios foram realizados em extensa área que abrange cinco estados na 

região central do Brasil, onde a atividade agrícola tem sido intensa. Avaliados 

mediante estatística paramétrica, os valores de condutividade hidráulica 

em áreas de cultivo mostraram-se estatisticamente diferentes e 4,5 vezes 

menores em relação aos obtidos em áreas de cerrado. Esses resultados 

indicam que as modificações da estrutura do solo, decorrentes das práticas 

de manejo para cultivo, afetam significativamente a condutividade hidráulica 

das porções superficiais e, portanto, a infiltração de água, responsável 

pela recarga dos aquíferos na região. Adicionalmente, verificou-se que os 

testes com infiltrômetros forneceram, em média, valores de condutividade 

estatisticamente diferentes e 2,2 vezes maiores do que os obtidos com 

permeâmetro Guelph. 

Palavras-chave: áreas de cultivo; cerrado; permeâmetro Guelph; 

infiltrômetros de anel duplo. 

ABSTRACT 

Evaluation of the hydraulic conductivity in soil of different use — agricultural 

cultivation and undisturbed native Savannah — was performed, in order to 

verify the influence of intense agricultural activities on water infiltration in 

soils and, consequently, aquifer recharges. For this purpose, the experimental 

design involved the determination of saturated hydraulic conductivity using 

the Guelph permeameter and double-ring infiltrometer. Tests were performed 

on large area covering five states in Central Brazil, where the agriculture has 

been intense. Evaluated by parametric statistics, the hydraulic conductivity 

values in farms cultivated areas proved to be statistically different and 

4.5 times lower compared to those ones obtained in savannah. These results 

showed that changes in soil structure resulting from management practices 

in crop areas significantly affect the hydraulic conductivity of the superficial 

portions and, therefore, the water infiltration, responsible for the aquifer 

recharge in that area. Additionally, it was found that the infiltrometer 

provided statistically different values of hydraulic conductivity and 2.2 times 

higher than those ones obtained with Guelph permeameter. 

Keywords: crop areas; savannah; Guelph permeameter; double-ring infiltrometers. 

1 

RBCIAMB | n.47 | mar 2018 | 1-11

Soto, M.A.A.; Kiang, C.H. 

O conhecimento da variabilidade das variáveis físico-hídricas 

do solo, no espaço e no tempo, é considerado, 

atualmente, o princípio básico para o manejo preciso 

das áreas agrícolas (JOSÉ et al., 2012). 

Dentro dessas variáveis a condutividade hidráulica 

constitui o parâmetro mais importante que governa 

o movimento de água nos solos, e seu conhecimento 

é de grande importância em questões relacionadas 

à geotecnia, agronomia, hidrologia, contaminação e 

meio ambiente, entre outras áreas. 

A medição da condutividade hidráulica pode ser realizada 

por meio de ensaios de laboratório e de campo. 

Neste, segundo Daniel (1989), podem ser realizados 

ensaios com permeâmetros de ponta porosa e de furos 

de sondagem, com drenos subterrâneos e de infiltração. 

No entanto, a dispersão dos resultados — provenientes 

dos diferentes métodos —, bem como a praticidade 

para execução dos testes, têm de ser levadas 

em consideração na escolha do equipamento. 

Entre as técnicas disponíveis, os permeâmetros de furos 

de sondagem e ensaios de infiltração são os mais 

utilizados e difundidos (DANIEL, 1989). 

Kanwar et al. (1989) compararam os resultados provenientes 

dos permeâmetros Guelph e de velocidade 

provenientes de um solo de till em Iowa, Estados Unidos. 

No entanto, os diferentes métodos utilizados mostraram 

distintas tendências, conforme os tipos de solo 

e condições de campo. 

Gupta et al. (1993) avaliaram o desempenho de infiltrômetro 

de anel duplo, simulador de chuvas, permeâmetro 

Guelph e este acoplado a um infiltrômetro, em 

Ottawa, Canadá. Os resultados provenientes do infiltrômetro 

de anel duplo e simulador de chuvas mostraram 

maiores valores médios de condutividade hidráulica 

e menores coeficientes de variação. 

Verbist et al. (2013) compararam seis métodos (infiltrômetros 

simples e de duplo anel, infiltrômetro de carga 

constante, de trado inverso, infiltrômetro de tensão e 

simulador de chuvas) utilizados no semiárido no Chile. 

Alguns dos resultados mostraram diferenças com relação 

à condutividade hidráulica saturada (K fs 

), principalmente 

em função das diferentes técnicas de cálculo. 

INTRODUÇÃO 

Esses estudos, entre outros encontrados na literatura 

(e.g., WANG et al., 2012; GHANI et al., 2013), foram 

realizados em solos com características próprias e 

diversas das localizadas no Brasil. Os solos brasileiros 

são, em grande parte, mais intemperizados, com sistemas 

heterogêneos de poros e distribuições de tamanho 

de poros multimodais, tal como mostrado por 

Alfaro Soto et al. (2015). A heterogeneidade de um 

sistema de poros pode ter origem na distribuição granulométrica 

específica ou na formação de porosidade 

secundária e, neste caso, está relacionada a processos 

de agregação física. 

Solos com essas características podem apresentar peculiaridades, 

como valores de condutividade hidráulica 

mais altos (NOGAMI; VILLIBOUR, 1995) do que os encontrados 

em solos não intemperizados, em razão da 

elevada macroporosidade. Tal característica pode ser 

importante na hora de escolher o método de medição 

da condutividade hidráulica, visto que, segundo Lee 

(1983), a sua determinação possui um dos mais elevados 

coeficientes de variação (c.a. 200%) em relação aos 

demais testes geotécnicos. 

Além da variabilidade dos resultados decorrentes dos 

métodos de medição, é importante levar em consideração 

a provocada pela modificação antrópica do solo. 

Em estudo baseado no efeito decorrente de diferentes 

métodos de cultivo em um latossolo amarelo argiloso, 

Correia (1985) revelou que os sistemas de preparo 

do local estudado alteraram a densidade do solo em 

diferentes intensidades, porém com valores significativamente 

superiores em relação à floresta nativa. 

Resultados semelhantes foram verificados por Pires 

et al. (2012). 

Entre os métodos expostos, o uso do permeâmetro 

Guelph tem se difundido em razão da praticidade (portabilidade 

e rapidez), substituindo testes comumente 

utilizados, tais como os de infiltração. No entanto, apesar 

de existirem pesquisas sobre resultados de comparação 

entre esses e outros experimentos, não são 

conhecidos resultados em solos com distribuição de 

tamanhos de poros multimodal — característica intrínseca 

de solos lateríticos — nem a relação entre solos 

inalterados e os modificados estruturalmente em razão 

das atividades decorrentes do cultivo. 

2 


Avaliação da condutividade hidráulica em dois usos do solo na região central do Brasil 

Nesse contexto, este trabalho teve como objetivo avaliar 

a influência de uso do solo, do ponto de vista hidráulico, 

quando utilizado no cultivo agrícola, com grande modificação 

antrópica do solo, sendo comparado com solos 

de cerrado com textura similar, porém sem modificação 

antrópica, ou seja, em estado de preservação natural. 

Para determinação da condutividade hidráulica foram 

utilizados dois métodos: permeâmetro Guelph e infiltrômetro 

de anel duplo. Esses testes foram conduzidos 

em diferentes estados, como Bahia, Tocantins, Minas 

Gerais, Piauí e Goiás, sobre rochas do Grupo Urucuia, 

arcabouço geológico do Sistema Aquífero Urucuia. 

Ao todo foram realizados 80 testes para obtenção da condutividade 

hidráulica saturada, sendo que 38 — 19 com 

permeâmetro Guelph e 19 com infiltrômetros — em 

áreas agrícolas e 42 — 21 com permeâmetro Guelph e 21 

MATERIAIS E MÉTODOS 

com infiltrômetros — em áreas de cerrado (não cultivadas). 

Cabe ressaltar que a identificação textural foi realizada 

por análise táctil visual. A Figura 1 mostra a localização 

dos testes realizados. 

Sub-bacia Urucaia 

Sub-bacia Abaeté 

Limite estadual 

Hidrografia 

Guelph 

Infiltrômetro 

0 30 60 120 km 

Datum SAD-69 

C: cerrados; A: áreas agrícolas; G: permeâmetro Guelph; I: infiltrômetros. 

Figura 1 – Localização dos testes em cerrados e áreas agrícolas com permeâmetro Guelph e infiltrômetros. 

3 



Permeâmetro Guelph 

O permeâmetro Guelph funciona em regime de carga 

constante, sob o princípio do tubo de Mariotte. Os resultados 

obtidos por esse método são interpretados 

segundo o modelo teórico de Reynolds e Elrick (1985), 

baseado na equação de Richards para fluxo permanente 

em furo cilíndrico. 

A equação para fluxo permanente é composta por duas 

parcelas, a primeira representa o fluxo saturado e a segunda 

o fluxo não saturado, dados pela Equação 1: 

2 

2πH 

2 2πH 

Q = + πa 

Kfs 

+ φ (1) 

Gm 

C 

C 

Em que: 

Q [L 3 T -1 ] = vazão em regime permanente; 

K fs 

[LT -1 ] = condutividade hidráulica saturada de campo; 

ϕ Gm 

[L 2 T -1 ] = potencial matricial de fluxo; 

H [L] = altura de carga hidráulica; 

a [L] = raio do furo no solo; 

C [-] = parâmetro fator de forma, que depende da 

relação H/a e do tipo de solo. 

Graficamente, a Soilmoisture Equipment Corp. (1986) 

fornece o fator C para três classes de solos (macroporosidade 

e textura). 

A determinação dos parâmetros K fs 

e f Gm 

da Equação 1 

pode ser obtida, em geral, pelas técnicas (procedimentos 

de ensaio e cálculos) de uma e duas alturas de carga 

(REYNOLDS; ELRICK, 1985). 

A primeira refere-se à aplicação de uma altura de carga 

hidráulica H constante até alcançar o regime permanente. 

Os parâmetros K fs 

e f Gm 

são determinados a partir 

das Equações 2 e 3: 

CQ 

K = 

(2) 

fs 

2πH 2 + πa 2 C+ 

2 πH/ 

α 

CQ 

= 

[(2 πH + πa C) α+ 

2 πH] 

φ Gm 2 2 

(3) 

O parâmetro a (Equações 2 e 3) representa o grau 

de macroporosidade (fissuras no solo, formigueiros, 

cupinzeiros, furos causados por raízes, entre outros) 

e textura do solo. Para esse método, o parâmetro a é 

estimado a priori mediante avaliação visual. Os valores 

sugeridos estão resumidos no Quadro 1. 

A técnica de duas alturas de cargas (ou mais de duas) 

consiste em aplicar duas ou mais cargas hidráulicas H i 

sucessivas. Depois de atingido o regime permanente e 

determinadas as vazões Q i 

e os parâmetros C i 

correspondentes 

a cada carga hidráulica, os parâmetros K fs 

e f Gm 

são calculados a partir da solução de equações 

simultâneas (REYNOLDS; ELRICK, 1986), cuja solução é 

dada pelas Equações 4 e 5: 

K 

ϕ 

fs 

Gm 

= 

= 

n 

n 

H CQ Ca 2 

n 

n 

. 

+ H − HCQ H Ca 2 

i i 

i 

+ Hi 

2 2 

2 

i i 2 

∑ i ∑ i i 

i ∑ i i i∑ 

i= 1 i= 1 

i= 1 i= 

1 

n n 

2 

n 

2π 

2 

∑Hi 

∑ 

2 

n 

Ca 

+ H − ∑H Ca 2 

i i 2 

2 i i 

i 

i 

+ Hi 

2 2 

i= 1 i= 1 

i= 

1 

∑CQ Ca H ∑H Ca i i 2 

i i 2 

i i 

i i 

Hi ∑HCQ 

i i i∑ 

2π 

. 

2 

2 

n 

2 

n 

n 2 

. 

Ca 

i i 2 

+ + − + Hi 

2 2 

i= 1 

i= 1 

i= 1 i= 

1 

2 

n 

∑ 

H Ca 2 

n n 2 

i i 2 

2 Ca 

i i 2 

i 

+ Hi 

− ∑Hi∑ 

+ Hi 

2 2 

i= 1 

i= 1 i= 

1 

2 

2 

2 

(4) 

(5) 

Quadro 1 – Valores a sugeridos por Reynolds e Elrick (1986). 

α (cm -1 ) 

Tipo de solo 

0,01 Argilas compactas (aterros, liners, sedimentos lacustres e marinhos). 

0,04 Solos de textura fina, principalmente sem macroporos e fissuras. 

0,12 Argilas até areias finas com alta a moderada quantidade de macroporos e fissuras. 

0,36 Areia grossa, incluindo solos com macroporos e fissuras. 

4 



Nesse caso, o parâmetro a é determinado por meio do 

ensaio, mediante a relação (Equação 6): 

Infiltrômetros de anel duplo 

O método do infiltrômetro de anel duplo é um dos mais 

tradicionais, sendo empregado em diferentes áreas de 

conhecimento, devido, provavelmente, aos procedimentos 

simples de ensaios, à fácil interpretação dos resultados 

e à maior representatividade (volume de solo 

ensaiado) em relação a testes em furo de sondagem. 

Durante o processo de infiltração, a condutividade hidráulica 

saturada pode ser obtida tanto na carga constante 

como na carga variável. A Figura 2 mostra os parâmetros 

de medição para obtenção da condutividade hidráulica 

saturada, que pode ser calculada de duas maneiras: 

Para carga constante (Equação 7): 

K fs 

= Q/(At.(H + Z W 

)/Z W 

) (7) 

E para carga variável (Equação 8): 

K fs 

= (Z W 

.ln(H 2 

/H 1 

)/t) (8) 

Em que: 

K fs 

[LT -1 ] = condutividade hidráulica saturada de campo; 

Zw [L] = profundidade da frente de saturação; 

A [L 2 ] = área transversal do anel; 

α = K fs 

/ ϕ Gm 

(6) 

t [T] = tempo entre duas leituras; 

Q [L 3 ] = volume de água infiltrada dentro do solo; 

H [L] = profundidade da água do anel quando é ensaiado 

a regime constante; 

H 1 

e H 2 

[L] = profundidades inicial da água no anel e no 

tempo zero e “t”, respectivamente. 

Os experimentos feitos utilizando o método do permeâmetro 

Guelph foram conduzidos pela técnica de uma 

altura de carga segundo procedimentos de testes e cálculos 

sugeridos por Reynolds e Elrick (1986), enquanto 

para o método do infiltrômetro foram usados os procedimentos 

contidos na norma ASTM D3385 (2008). 

Tendo em vista a análise comparativa dos resultados 

entre os dois métodos, e considerando que o do infiltrômetro 

permite apenas ensaios em superfície, aqueles 

com o permeâmetro Guelph foram também realizados 

superficialmente (profundidade média de 30 cm), 

porém evitando solos com elevada macroporosidade 

(e.g., presença de furos de raízes e de insetos), de forma 

a não fornecerem resultados incoerentes ou não 

representativos do local devido ao pequeno volume de 

água que este método proporciona. 

A Tabela 1 reúne os resultados dos testes nas áreas de 

cultivo agrícola e cerrado, obtidos a partir de análises 

com o permeâmetro Guelph. Nessa tabela, são apresentados 

a condutividade hidráulica saturada (Kfs), o potencial 

matricial de fluxo (f Gm 

) e o parâmetro a,bem como a 

média geométrica de cada um desses parâmetros. 

RESULTADOS E DISCUSSÃO 

A Tabela 2 agrupa os resultados dos testes nessas mesmas 

áreas, alcançados por meio de testes com infiltrômetro 

de anel duplo. Nessa tabela são apresentadas 

a condutividade hidráulica saturada (Kfs) e sua média 

geométrica. 

H 

Z W 

H + Z W 

Z 

H S 

Figura 2 – Parâmetros para determinar a condutividade hidráulica saturada em infiltrômetros de anel duplo. 

5 



Tabela 1 – Resultados de ensaios com o permeâmetro Guelph realizados em áreas de cultivo agrícola e cerrado. 

Ensaio Coordenadas K fs 

ϕ m 

α 

# S W cm/s cm 2 /s cm -1 

C1 13º 38’ 11,1” 45º 24’ 23,3” 1,0E-02 4,1E-02 0,250 

C2 13º 43’01,4” 45º 54’ 40,5” 1,6E-02 6,5E-02 0,250 

C3 13º 15’ 02,9” 45º 31’ 36,4” 4,7E-03 1,9E-02 0,250 

C4 12º 28’ 10,7” 45º 09’ 33,9” 7,1E-03 2,8E-02 0,250 

C5 12º 10’ 57,8” 45º 0,1’ 29,5” 2,2E-04 8,7E-04 0,250 

C6 12º 32’ 01,1” 44º 28’ 32,9” 4,8E-03 1,9E-02 0,250 

C7 12° 52’ 04,4” 44º 29’ 47,4” 6,2E-03 2,5E-02 0,250 

C8 11º 34’ 16,3” 45º 37’ 43,0” 6,2E-03 2,5E-02 0,250 

C9 11º 59’ 01,6” 45º 57’ 49,3” 1,4E-02 5,5E-02 0,250 

C10 9º 54’ 25,0” 45º 20’ 22,1” 7,2E-03 2,9E-02 0,250 

C11 10º 49’ 08,2” 45º 18’ 44,2” 3,9E-03 1,6E-02 0,250 

C12 11º 26’ 11,6” 46º 51’ 12,3” 2,1E-02 8,4E-02 0,250 

C13 10º 10’ 49,1” 46º 39’ 59,9” 6,1E-03 2,4E-02 0,250 

C14 10º 47’ 06,5” 46º 12’ 07,4” 2,1E-02 8,4E-02 0,250 

C15 14º 34’ 36,8” 45º 54’ 05,5” 1,5E-02 6,0E-02 0,250 

C16 15º 14’ 45,5” 45º 30’ 42,2” 4,0E-03 1,6E-02 0,250 

C17 15º 29’ 26,9” 45º 10’ 23,1” 4,8E-03 1,9E-02 0,250 

C18 15º 32’ 59,7” 44º 35’ 40,3” 8,7E-03 3,5E-02 0,250 

C19 15º 55’ 49,0” 44º 17’ 32,8” 1,8E-03 9,5E-03 0,190 

C20 16º 32’ 25,0” 44º 21’ 45,8” 2,7E-02 8,9E-02 0,300 

C21 18º 10’ 35,1” 45º 47’ 12,6” 2,1E-02 8,4E-02 0,250 

Média 7,0E-03 2,8E-02 0,250 

A1 13º 37’ 41,9” 45º 24’ 32,5” 1,9E-03 9,4E-03 0,200 

A2 13º 43’ 03,9” 45º 55’ 53,2” 1,8E-03 1,5E-02 0,120 

A3 13º 14’ 46,5” 45º 31’ 00,9” 1,4E-03 1,1E-02 0,120 

A4 13º 21’ 31,0” 46º 02’ 55,1” 1,8E-03 1,7E-02 0,100 

A5 12º 48’ 56,9” 46º 06’ 22,2” 2,1E-03 1,8E-02 0,120 

A6 12º 39’ 33,6” 45º 35’ 13,2” 1,5E-03 9,0E-03 0,170 

A7 12º 31’ 04,3” 44º 26’ 19,1” 9,9E-05 2,4E-02 0,004 

A8 12º 42’ 32,6” 44º 33’ 57,4” 1,3E-03 1,1E-02 0,120 

A9 12º 04’ 50,9” 45º 29’ 07,5” 1,4E-03 1,2E-02 0,120 

A10 11º 31’ 49,7” 45º 37’ 34,9” 1,7E-03 5,1E-03 0,320 

A11 11º 57’ 53,5” 45º 58’ 24,8” 1,1E-03 2,7E-02 0,040 

A12 12º 06’ 50,2” 46º 01’ 23,1” 1,1E-03 4,1E-02 0,030 

A13 10º 33’ 42,9” 45º 39’ 19,7” 9,5E-04 7,9E-03 0,120 

A14 11º 26’ 08,6” 46º 51’ 19,0” 1,7E-03 1,4E-02 0,120 

A15 10º 52’ 40,4” 46º 14’ 29,1” 1,8E-03 1,5E-02 0,120 

A16 14º 34’ 05,4” 45º 53’ 36,2” 2,5E-03 2,1E-02 0,120 

A17 15º 13’ 46,7” 45º 30’ 48,8” 6,3E-03 1,2E-02 0,520 

A18 17º 27’ 55,8” 45º 11’ 36,5” 3,0E-03 2,5E-02 0,120 

A19 17º 45’ 57,0” 45º 25’ 03,7” 4,9E-03 4,1E-02 0,120 

Média 1,6E-03 1,5E-02 0,100 

C: cerrado; A: agrícola. 

6 



Tabela 2 – Resultados de ensaios com infiltrômetros realizados em áreas de cultivo agrícola e cerrado. 

Ensaio Coordenadas K fs 

# S W (cm/s) 

C1 13º 38’ 11,1” 45º 24’ 23,3” 2,7E-02 

C2 13º 43’ 01,4” 45º 54’ 40,5” 5,6E-02 

C3 13º 15’ 02,9” 45º 31’ 36,4” 1,3E-02 

C4 12º 28’ 10,7” 45º 09’ 33,9” 1,2E-02 

C5 12º 10’ 57,8” 45º 01’ 29,5” 2,1E-03 

C6 12º 32’ 01,1” 44º 28’ 32,9” 2,0E-02 

C7 12° 52’ 04,4” 44º 29’ 47,4” 1,4E-02 

C8 11º 34’ 16,3” 45º 37’ 43,0” 3,9E-02 

C9 11º 59’ 01,6” 45º 57’ 49,3” 2,4E-02 

C10 9º 54’ 25,0” 45º 20’ 22,1” 1,3E-02 

C11 10º 49’ 08,2” 45º 18’ 44,2” 6,3E-03 

C12 11º 26’ 11,6” 46º 51’ 12,3” 1,8E-02 

C13 10º 10’ 49,1” 46º 39’ 59,9” 8,2E-03 

C14 10º 47’ 06,5” 46º 12’ 07,4” 2,6E-02 

C15 14º 34’ 36,8” 45º 54’ 05,5” 3,5E-02 

C16 15º 14’ 45,5” 45º 30’ 42,2” 2,8E-02 

C17 15º 29’ 26,9” 45º 10’ 23,1” 1,7E-02 

C18 15° 32’ 59,7” 44º 35’ 40,3” 8,8E-03 

C19 15º 55’ 49,0” 44º 17’ 32,8” 7,1E-03 

C20 16º 32’ 25,0” 44º 21’ 45,8” 2,3E-02 

C21 18º 10’ 35,1” 45º 47’ 12,6” 1,5E-02 

Média 

1,6E-02 

A1 13º 37” 41,9” 45º 24’ 32,5” 9,5E-04 

A2 13º 43’ 03,9” 45º 55’ 53,2” 6,8E-03 

A3 13º 14’ 46,5” 45º 31’ 00,9” 3,8E-03 

A4 13º 21’ 31,0” 46º 02’ 55,1” 5,0E-03 

A5 12º 48’ 56,9” 46º 06’ 22,2” 3,1E-03 

A6 12º 39’ 33,6” 45º 35’ 13,2” 9,1E-04 

A7 12º 31’ 04,3” 44º 26’ 19,1” 1,6E-03 

A8 12º 42’ 32,6” 44º 33’ 57,4” 1,7E-03 

A9 12º 04’ 50,9” 45º 29’ 07,5” 2,8E-03 

A10 11º 31’ 49,7” 45º 37’ 34,9” 2,2E-03 

A11 11º 57’ 53,5” 45º 58’ 24,8” 3,1E-03 

A12 12º 06’ 50,2” 46º 01’ 23,1” 3,7E-03 

A13 10º 33’ 42,9” 45º 39’ 19,7” 2,4E-03 

A14 11º 26’ 08,6” 46º 51’ 19,0” 6,8E-03 

A15 10º 52’ 40,4” 46º 14’ 29,1” 3,3E-04 

A16 14º 34’ 05,4” 45º 53’ 36,2” 8,1E-03 

A17 15º 13’ 46,7” 45º 30’ 48,8” 2,2E-02 

A18 17º 27’ 55,8” 45º 11’ 36,5” 3,3E-02 

A19 17º 45’ 57,0” 45º 25’ 03,7” 8,6E-03 

Média - 3,4E-03 

C: cerrado; A: agrícola. 

7 



Esses resultados evidenciam diferenças tanto na comparação 

de valores médios entre métodos de ensaios 

(permeâmetro Guelph e infiltrômetros) como entre tipos 

de solo segundo seu uso e ocupação (solos de cultivo 

agrícola e cerrado). Para uma comparação quantitativa 

utilizando esses conjuntos de dados, foram 

realizados testes estatísticos de hipótese nula (Ho). 

A hipótese Ho considera que as médias das duas populações 

são iguais, enquanto a hipótese alternativa 

H1 considera-as diferentes. As populações analisadas 

nessas comparações foram: 

• Os resultados dos dois métodos de campo (permeâmetro 

Guelph e infiltrômetros); 

• Os resultados quanto aos tipos de uso do solo (cultivo 

agrícola e cerrado). 

As análises estatísticas para verificação da Ho foram 

os testes t (t 1 

ou t 2 

, dependendo da igualdade ou diferença 

dos desvios padrões segundo teste F) e o teste 

F, necessário para verificar a igualdade dos desvios 

padrões da variância. Esses testes são os mais recomendados 

devido ao número reduzido de amostras e 

porque apenas os desvios padrões amostrais são conhecidos. 

A estatística paramétrica foi possível pelo 

emprego do logaritmo natural dos dados amostrais 

de cada população, uma vez que esses elementos 

apresentam distribuição log-normal (típica de populações 

compostas por dados de condutividade hidráulica 

saturada). 

A Tabela 3 resume os resultados desses testes de 

hipóteses, os quais são interpretados a partir de P, 

que representa a probabilidade de errar ou aceitar 

o resultado observado como válido. Assim, ao testar 

uma hipótese nula para um determinado nível 

de significância estipulado para o estudo (a=5%), a 

hipótese será aceita se a estiver contido nesse intervalo 

de probabilidade (ou seja, P>a ), caso contrário, 

Ho será rejeitada. 

Os valores P obtidos pelo teste t Student são menores 

do que o nível de significância de 5% em todos os casos. 

A hipótese nula que afirma igualdade de médias 

(entre métodos ou tipos de uso de solo) é, portanto, rejeitada, 

passando a validar a hipótese alternativa (H1). 

Consequentemente, os métodos Guelph e infiltrômetro 

produzem resultados de condutividade hidráulica 

estatisticamente diferentes. Essa afirmação é válida 

para todos os dados (P=0,04), apenas para os dos ensaios 

em cultivo agrícola (P=0,02) e para aqueles provenientes 

de cerrado (P=0,06). 

Um confronto entre os dados experimentais obtidos 

por ambos os métodos pode ser observado na 

Figura 3, na qual os resultados obtidos pelo permeâmetro 

Guelph são menores do que os do infiltrômetro. 

A partir desses resultados verifica-se que 

a relação entre condutividades hidráulicas médias 

K fs 

(Infiltrômetro)/K fs 

(Guelph) é igual a 2,2. 

Dados 

Tabela 3 – Resultados dos testes de hipóteses para comparação de valores médios de K fs 

provenientes de diferentes métodos (Guelph e infiltrômetros) e tipos de uso do solo (cultivo agrícola e cerrado). 

Entre métodos 

K fs 

médio 

Comparações 

Entre tipos de uso do solo 

K fs 

médio 

Valores P 

Testes 

Guelph Infiltrômetro Agrícola Cerrado F* T** 

Todos 3,5E-03 7,6E-03 - - 0,947 0,004 

Agrícola 1,6E-03 3,4E-03 - - 0,146 0,020 

Cerrado 7,0E-03 1,6E-02 - - 0,395 0,006 

Guelph - - 1,6E-03 7,0E-03 0,297 0,000 

Infiltrômetro - - 3,4E-03 1,6E-02 0,184 0,000 

t: t 1 

, se α(F)≥0;05; caso contrário, t 2 

; *Ho aceita para α=5%; **H1 aceita para α=5%. 

8 



Este valor deve estar relacionado ao menor volume 

de amostra ocupada durante a infiltração, uma 

vez considerados os efeitos capilares em sua formulação 

e pelo fato de serem evitadas zonas de 

macroporos se comparado com o infiltrômetro. 

Trabalhos como os de Mohanty et al. (1994) e Gintanau 

(2011) têm mostrado que, entre os métodos 

de campo, os infiltrômetros apresentam sempre os 

valores mais altos de condutividade hidráulica, em 

razão do maior volume de solo ocupado durante 

o ensaio. 

De forma análoga, a Tabela 3 mostra que a comparação 

dos resultados de condutividade hidráulica obtidos 

para cada solo (cerrado e cultivo agrícola), pelo método 

do permeâmetro Guelph (valor P=0 para o teste t) 

ou de infiltrômetros (valor P=0 para o teste t), produz 

resultados estatisticamente diferentes. 

A Figura 4 apresenta os valores de K fs, 

estatisticamente, 

e os valores médios e dispersão dos resultados provenientes 

de ambos os métodos, em forma de box-plot, 

para solos de cerrado e cultivo agrícola. Esses resultados 

exibem relações entre condutividades hidráulicas 

médias K fs 

(cerrado)/K fs 

(agrícola) iguais a 4,4 e 4,6, fruto 

dos testes com permeâmetro Guelph e infiltrômetros, 

respectivamente. 

Como pode ser observado na Figura 4, é evidente a 

superioridade dos valores de Kfs obtidos para as áreas 

de cerrado em relação às de cultivo agrícola, o que é 

coerente com o fato de serem áreas de preservação — 

e, portanto, inalteradas pela ação antrópica — e por 

apresentarem maior macroporosidade em razão da 

interferência biológica (raízes e atividade de insetos — 

formigas, cupins etc.). Ao contrário do cerrado, os solos 

das áreas de cultivo agrícola apresentam intensa alteração 

antrópica, com Kfs menores — sejam medidas 

pelo método Guelph ou por infiltrômetros — em razão 

da maior densidade ocasionada pelas práticas de manejo 

e cultivo. 

Os resultados da Figura 4 são similares aos encontrados 

por Silva et al. (2014), utilizando infiltrômetros de 

anel duplo em solos de textura média na cidade de Rio 

Verde, Goiás, onde foi observada a redução de K fs 

de 

solos em área de cultivo em torno de quatro vezes em 

relação a solos de cerrados. 

Testes semelhantes foram realizados por Viana e 

Donagemma (2016), porém utilizando o permeâmetro 

Guelph em solos arenosos na Chapada Gaúcha, 

Minas Gerais, e em Campo Verde, Mato Grosso. 

Nesse estudo se observou redução de K fs 

de 

solos em área de cultivo entre quatro a oito vezes 

em relação a solos de cerrados. No entanto, testes 

em solos de textura argilosa, como os realizados 

por Batista e Sousa (2015) na cidade de Iporá, 

Goiás, mostraram diferenças de resultados do ponto 

de vista estatístico. 

0,06 

Kfs (cm/s) – Método do infiltrômetro 

1,0E+00 

1,0E-01 

1,0E-02 

1,0E-03 

1,0E-04 

1,0E-05 

1,0E-05 

1,0E-04 1,0E-03 1,0E-02 1,0E-01 

Kfs (cm/s) – Método Guelph 

Figura 3 – Confronto de resultados 

de K fs 

entre métodos de medição. 

Dados experimentais 

Linha 1:1 

1,0E+00 

Condutividade hidráulica (cm/s) 

0,05 

0,04 

0,03 

0,02 

0,01 

0,00 

C-Guelph A-Guelph C-Infiltrom. A-Infiltrom. 

Figura 4 – Confronto de resultados de K fs 

(box-plot) 

provenientes de solos com diferentes tipos de uso 

(cerrado e cultivo agrícola). 

9 



A avaliação da influência do uso do solo em extensa área 

do território brasileiro, do ponto de vista hidráulico, utilizando 

os métodos do permeâmetro Guelph e do infiltrômetro 

de anel duplo, apresentou resultados que devem 

ser considerados na análise da recarga do aquífero. 

Observou-se que a condutividade hidráulica em solos 

inalterados (cerrado) apresentou valores em média 

4,5 vezes maiores do que em solos com intensa atividade 

antrópica (cultivo agrícola). A análise estatística 

comparativa determinou que as condutividades hidráulicas 

médias desses solos (independentemente do 

método de medição utilizado) são estatisticamente diferentes 

para o nível de significância de 5%. Do ponto 

de vista geotécnico, esses solos com distinto uso apresentam 

semelhante característica textural, porém diferem 

em densidade e macroporosidade decorrentes das 

práticas de manejo para cultivo. Esses resultados sugerem 

a intensa utilização agrícola de solos, que interfere 

CONCLUSÕES 

de maneira significativa no processo de infiltração de 

águas, prejudicando a recarga de aquíferos. Tal constatação 

é preocupante, haja vista tratar-se de importante 

fronteira agrícola em expansão no país, implantada em 

área de exposição do Aquífero Urucuia, e que utiliza 

águas deste sistema em grande escala. 

De forma similar, a análise estatística comparativa entre 

os resultados de condutividade hidráulica obtidos pelos 

métodos Guelph e de infiltrômetro mostrou que, para 

os tipos de solos analisados (cerrado inalterado e cultivado), 

os resultados são estatisticamente diferentes 

para o nível de significância de 5%. As condutividades 

hidráulicas resultantes dos ensaios com infiltrômetro de 

anel duplo são, em média, 2,2 vezes maiores do que as 

obtidas com o permeâmetro Guelph, reforçando a hipótese 

de que os ensaios de anel duplo sofrem maior 

influência da macroporosidade do solo por ensaiar uma 

área superficial maior do que o método Guelph. 

REFERÊNCIAS 

ALFARO SOTO, M. A.; BASSO, J. B.; CHANG, H. K.; VAN GENUCHTEN, M. T. Simulação de fluxo e transporte de íons de 

vinhaça através de vertente da formação Rio Claro. Revista Brasileira de Águas Subterrâneas, v. 29, n. 2, p. 162-174, 2015. 

AMERICAN SOCIETY FOR TESTING AND MATERIALS (ASTM). ASTM D3385. Standard test method for infiltration rate of 

soils in field using double-ring infiltrometer. Estados Unidos: ASTM, 2008. 8p. 

BATISTA, D. F.; SOUSA, F. A. Avaliação da condutividade hidráulica do solo sobre condições de cobertura por cerrado e 

pastagem. Revista Eletrônica do Curso de Geografia, n. 25, 2015. Disponível em: . Acesso em: jan. 2016. 

CORRÊA, J. C. Efeito de métodos de cultivo em algumas propriedades físicas de um Latossolo Amarelo muito argiloso 

do Estado do Amazonas. Pesquisa Agropecuária Brasileira, v. 20, p. 1317-1322, 1985. 

DANIEL, D. E. In situ Hydraulic Test for Compacted Clay. Journal of Geotechnical Engineering, v. 115, n. 9, p. 1205-1226, 1989. 

GHANI, F.; TABATABAEI, S. H.; SHAYANNEJAD, M.; GHORBANI DASHTAKI, S. H. Comparison of four in-situ methods for 

measuring saturated hydraulic conductivity. Water Engineering, v. 5, n. 15, p. 57-68, 2013. 

GINTANAU, S. H. Application of Guelph permeameter and double-ring infiltrometer for determination of field permeability 

values. 71f. Monografia (Bacharelado em Engenharia Civil) – Universidade de Tecnologia da Malásia, 2011. 

GUPTA, R. K.; RUDRA, R. P.; DICKINSON, W. T.; PATNI, N. K.; WALL, G. J. Comparison of saturated hydraulic conductivity 

measured by various held methods. Transactions of the ASAE, v. 36, n. 1, p. 51-55, 1993. 

JOSÉ, J. V.; REZENDE, R.; MARQUES, P. A. A.; GONÇALVES, A. C. A.; SOUZA, R. S. Variabilidade espacial de variáveis físicohídricas 

de dois latossolos da região noroeste do estado do Paraná. Irriga, Botucatu, v. 17, n. 2, p. 208-219, abr.-jun. 2012. 

10 



KANWAR, R. S.; RIZVI, H. A.; AHMED, M.; HORTON JR., R.; MARLEY. S. J. Measurement of field-saturated hydraulic 

conductivity by using Guelph and velocity permeameters. Transactions of the ASAE, v. 32, p. 1885-1890, 1990. 

LEE, I. K.; WHITE, W.; INGLES, O. G. Geotechnical Engineering. Estados Unidos: Pitman Publishing, 1983. 508 p. Cap 2. 

MOHANTY, B. P.; KANWAR, R. S.; EVERTS, C. J. Comparison of saturated hydraulic conductivity measurement methods 

for a glacial-till soil. Soil Science Society of America Journal, v. 58, p. 672-677, 1994. 

NOGAMI, J. S.; VILLIBOR, D. F. Pavimentação de baixo custo com solos lateríticos. São Paulo: Villibor, 1995. 213p. 

PIRES, B. S.; DIAS JUNIOR, M. S.; ROCHA, W. W.; ARAÚJO JÚNIOR, C. F.; CARVALHO, R. C. R. Modelos de capacidade de 

suporte de carga de um latossolo vermelho-amarelo sob diferentes usos e manejos. Revista Brasileira de Ciência do 

Solo, v. 36, n. 2, p. 635-642, 2012. 

REYNOLDS, W. D.; ELRICK, D. E. A method for simultaneous in situ measurement in the vadose zone of field saturated 

hydraulic conductivity, sorptivity and the conductivity-pressure head relationships. Ground Water Monitoring Review, 

v. 6, n. 1, p. 84-95, 1986. 

REYNOLDS, W. D.; ELRICK, D. E. In situ measurement of field saturated hydraulic conductivity, sorptivity and the 

α-parameter using the Guelph permeameter. Soil Science, v. 140, n. 4, p. 292-302, 1985. 

SILVA, N. F.; CUNHA, F. N.; OLIVEIRA, R. C.; CABRAL, F. R.; TEIXEIRA, M. B.; CARVALHO, J. J. Características físico-hídricas 

de um latossolo sob diferentes sistemas de manejo. Revista Brasileira de Agricultura Irrigada, v. 8, n. 5, p. 375-390, 2014. 

SOILMOISTURE EQUIPMENT CORP. Guelph Permeameter. Operating – Instructions, Soilmoisture manual. Estados 

Unidos: Soilmoisture Equipment Corp., 1986. 25p. 

VERBIST, K.; CORNELIS, W. M.; TORFS, S.; GABRIELS, D. Comparing methods to determine hydraulic conductivities on 

stony soils. Soil Science Society of America Journal, v. 77, p. 25-42, 2013. 

VIANA, J. H. M.; DONAGEMMA, G. K. O solo sob ameaça: conexões necessárias ao manejo e conservação do solo e 

água. In: REUNIÃO BRASILEIRA DE MANEJO E CONSERVAÇÃO DO SOLO E DA ÁGUA, Foz do Iguaçu. Anais... Curitiba: 

SBCS; Londrina: IAPAR, 2016. 

WANG, H.; SONG, S.; TANG, X. Comparison of determination methods for saturated soil hydraulic conductivity with 

Guelph infiltrometer. Nongye Gongcheng Xuebao. Transactions of the Chinese Society of Agricultural Engineering, 

v. 28, n. 24, p. 99-104, 2012. 

© 2018 Associação Brasileira de Engenharia Sanitária e Ambiental 

Este é um artigo de acesso aberto distribuído nos termos de licença Creative Commons. 

11 


DOI: 10.5327/Z2176-947820180180 

ANT ASSEMBLAGES (HYMENOPTERA: FORMICIDAE) ASSOCIATED 

TO ENVIRONMENTS OF A RURAL PROPERTY IN THE EXTREME 

WESTERN REGION OF THE STATE OF SANTA CATARINA 

ASSEMBLEIAS DE FORMIGAS (HYMENOPTERA: FORMICIDAE) ASSOCIADAS A 

AMBIENTES DE UMA PROPRIEDADE RURAL DO EXTREMO OESTE CATARINENSE 

Junir Antonio Lutinski 

PhD. in Animal Biodiversity at the 

Universidade Federal de Santa 

Maria (UFSM). Professor of the 

Graduate Program in Health Science, 

Universidade Comunitária Regional 

de Chapecó (Unochapecó) – 

Chapecó (SC), Brazil. 

Cladis Juliana Lutinski 

MSc. in Environmental Science, 

Unochapecó. Biologist of Biology 

Laboratory, Universidade Federal 

da Fronteira Sul (UFFS) – 

Chapecó (SC), Brasil. 

Juliane Freitag Beling 

Nursing Student, Unochapecó – 


Maria Assunta Busato 

PhD. in Biology, Universitat de 

Barcelona. Professor of the 

Graduate Program in Health 

Science, Unochapecó – Chapecó (SC), 

Brazil. 

Vanessa Corralo 

PhD. in Biology, UFSM. Professor 

of the Graduate Program in 

Health Science, Unochapecó – 


Corresponding address: 

Junir Antonio Lutinski – Rua Beija- 

Flor, 254 E – Efapi – CEP 89809-760 – 

Chapecó (SC), Brasil – 

E-mail: junir@unochapeco.edu.br 

Received on: 08/02/2016 

Accepted on: 11/30/2017 

ABSTRACT 

The conversion of natural environments into agricultural areas has led to habitat 

fragmentation and caused impacts on biological communities. This study 

evaluated the richness and abundance of ant assemblages from different 

environments within a small rural property. The study was conducted in 

December 2015 in the Palma Sola municipality, extreme western region of the 

state of Santa Catarina, Brazil. The sampled environments included a permanent 

preservation area, a forest fragment, a corn crop, a tobacco crop and a pine 

reforestation. Pitfall traps and manual collections were used. The observed 

richness totaled 69 species. Only two species, Camponotus rufipes and Pheidole 

lignicola, occurred in the five environments sampled. Overall, 65.3% of the 

variation in ants’ occurrence, according to the sampled environments, was 

explained by the principal component analysis (PCA) components. This study 

presents new results on the ant diversity from rural areas, and may provide 

potential subsidies for management and conservation plans. 

Keywords: agro ecosystems; agrochemicals; ant fauna; conservation; richness. 

RESUMO 

A transformação de ambientes naturais em áreas agrícolas vem provocando 

a fragmentação ambiental e gerando impactos sobre as comunidades de 

organismos. Este estudo avaliou a riqueza e a abundância das assembleias 

de formigas de ambientes que compõem uma propriedade rural. O estudo 

foi conduzido no município de Palma Sola, extremo oeste catarinense, no 

mês de dezembro de 2015. Os ambientes avaliados foram uma área de 

preservação permanente, um fragmento florestal, uma lavoura de milho, 

uma lavoura de tabaco e um reflorestamento de pinus. Foram utilizadas 

armadilhas de queda e coleta manual. A riqueza amostrada foi de 69 

espécies. Apenas duas espécies, Camponotus rufipes e Pheidole lignicola, 

ocorreram nos cinco ambientes amostrados. Ao todo, 65,3% da variação 

das ocorrências de formigas segundo os ambientes amostrados foi explicada 

pelos componentes da análise de componentes principais (ACP). Este estudo 

apresenta indicativos da diversidade presente em ambientes rurais e pode 

representar subsídios para planos de manejo e conservação. 

Palavras-chave: agroecossistemas; agrotóxicos; mirmecofauna; conservação; riqueza. 

12 


Ant Assemblages (Hymenoptera: Formicidae) associated to environments of a rural property in the extreme western region of the state of Santa Catarina 

The conversion of natural environments into agricultural 

areas (TANENTZAP et al., 2015) has led to 

a growing concern about the impacts on biological 

communities caused by monocultures, habitat 

fragmentation and pesticide use (GALINDO-LEAL; 

CÂMARA, 2003; EDWARDS et al., 2014). However, 

little is known about the impacts of conventional 

agricultural crops on the richness and abundance of 

organisms inhabiting directly affected areas. Likewise, 

it remains poorly known the role of small forest 

fragments, permanent preservation areas (APP) and 

reforestations as potential reservoirs (DECOCQ et al., 

2016), contributing for the maintenance of insect diversity 

in the mosaic of environments that typically 

compose small rural properties. 

The western region of the Brazilian state of Santa Catarina 

is characterized, with regard to its economy, by 

the family farming with the predominance of small 

properties (up to 25 hectares), whose livelihood is based 

on grain planting (corn, soy, beans, and wheat), 

milk production, pig farming, poultry and tobacco production 

(IBGE, 2015). The land used on these farms 

is often characterized by a fragmented environment 

destined to distinct activities. It includes environments 

destined to agricultural crops, pastures, permanent 

preservation, conservation, and reforestation 

(LUTINSKI et al., 2017). The biological communities in 

such environments suffer varying impacts related to 

agricultural activities, ranging from minimal impacts 

in preserved fragments to more severe impacts in the 

cultivated areas, as for instance the frequent use of 

pesticides (herbicides, insecticides, nematicides and 

fungicides) (CHAGNON et al., 2015). 

INTRODUCTION 

The study of ant assemblages in small farms contributes 

for understanding the key factors for the ant 

diversity conservation, as well as to the sustainability 

of the different farm environments, given that 

Formicidae is one of the most diverse insect taxa 

(HÖLLDOBLER; WILSON, 1990; LUTINSKI et al., 2017; 

HOLDEFER et al., 2017), characterized by its wide 

distribution and high richness and abundance in terrestrial 

environments (PÉREZ-SÁNCHEZ et al., 2013; 

WIELGOSS et al., 2013). The number of studies on 

the occurrence of ants in agricultural ecosystems 

is growing, and though these studies discuss ecological 

aspects of some species of major importance 

(CHEVALIER et al., 2013; PÉREZ-SÁNCHEZ et al., 

2013; HOLDEFER et al., 2017), they do not clearly 

emphasize the diversity of assemblages or aspects 

that could interfere on the ants conservation. 

Ants have been regarded as bioindicator organisms 

due to their wide distribution, rapid response to 

environmental changes and biological relevance in 

different trophic levels (CREPALDI et al., 2014; BHAR- 

TI et al., 2016; LUTINSKI et al., 2017). In agro ecosystems, 

ants act in seed dispersal, soil enrichment 

and aeration, although species like Atta spp. and 

Acromyrmex spp. may damage crops (LUTINSKI et al., 

2008; 2017; NICKELE et al., 2016). 

The ants present high richness of species and are ecologically 

important in the different strata of terrestrial 

ecosystems (BACCARO et al., 2015). The richness and 

diversity of ants tend to increase according to the 

complexity of the environments, due to the greater 

availability of present niches (ROCHA et al., 2015; 

HOLDEFER et al., 2017). In order to evaluate the environmental 

impact of these insects, it has been proposed 

that these insects should be used as a tool for the 

environmental monitoring of areas under anthropogenic 

disturbance conditions. 

The ants present characteristics such as the easy sampling, 

high abundance, broad geographic distribution, 

importance in the functioning of the ecosystems, and 

well-known ecology and taxonomy (AGOSTI et al., 

2000; ROCHA et al., 2015). Ants have been used in the 

evaluation of pesticide contamination, in habitat disturbances, 

in the evaluation of the impact of deforestation 

(ILHA et al., 2009), in the urbanization process 

impact (LUTINSKI et al., 2013a), in the monitoring of 

mining areas (ROCHA et al., 2015) and energy production 

(LUTINSKI et al., 2017). Studies focusing on the 

diagnosis and conservation of the ant fauna on rural 

properties in the south of Brazil are rare (HOLDEFER 

et al., 2017). In this context, researches are needed 

to identify resilient species capable of colonizing such 

environments and exploring the importance of permanent 

preservation and environmental protection areas 

for biodiversity conservation in small rural properties. 

The knowledge about the richness and abundance of 

ant assemblages in a given ecosystem can support con- 

13 


Lutinski, J.A. et al. 

servation plans (ILHA et al., 2009; LAWES et al., 2017). 

Information on the ant fauna from small farm environments 

contributes to understand the impact of conventional 

farming monocultures on these insects, and 

to comprehend the role of protected environments as 

biodiversity reservoirs. 

In this context, the aims of this study were: 

• To characterize the ant assemblages in five environments 

from a rural property located in the extreme 

western region of Santa Catarina; 

• To compare the five environments regarding the richness 

of their ant assemblages; 

• To evaluate the relationship between the abundance 

of ant assemblages and the five environments 

sampled within the rural property. 

MATERIAL AND METHODS 

Characteristics of the sampled environments 

The study was conducted in a rural property located 

in the municipality of Palma Sola (26º37’19”S, 

53º40’01”W), extreme western region of the state of 

Santa Catarina, Brazil. The study site is an area of approximately 

19 ha composed by small fragments of Atlantic 

forest (mixed ombrophilous forest), a permanent preservation 

area (PPA) alongside the river Tracutinga, pasture 

areas, a pine reforestation fragment (Pinus elliottii Engelm.), 

an area occupied by the property buildings, and 

the remaining area occupied by crops of corn (Zea mays 

L.), bean (Phaseolus vulgaris L.) and tobacco (Nicotiana 

tabacum L.). The local climatic type is characterized as 

“mesothermal superhumid subtropical humid”, without 

a dry season and with regular frosts and rainfall evenly 

distributed along the year (RAMOS et al., 2009). 

We sampled five environments with approximately 

one ha each, as it follows: 

• A PPA with a 30-year conservation history, formed 

by riparian native forest with sparse undergrowth 

vegetation; 

Ant collection 

We did a sampling in December 2015 using pitfall traps 

and manual collections in all environments. The pitfall 

traps consisted of plastic cups with 500 mL capacity 

(10 cm in diameter by 12 cm in height) buried at the 

ground level (LUTINSKI et al., 2013b). In each trap, we 

added 150 mL of water and two detergent drops in 

order to break the water surface tension, causing the 

insects to sink immediately after falling into the trap. 

In each environment we installed 10 pitfalls along a 

linear transect perpendicular to the edge, observing 

• A forest fragment (FF) with no history of deforestation 

and with a dense undergrowth vegetation; 

• A pine reforestation (PR) aged 20 years, with sparse 

undergrowth vegetation formed by shrubs and local 

native plants; 

• A corn crop (CC), conventionally cultivated in pre-harvest 

stage, where the following pesticides were used: 

acaricide belonging to the group of organophosphates 

(O, S-dimethyl-acetylphosphoramidothioate) 

(acephate); neonicotinoid insecticide (1-(6-chloro- 

-3-pyridylmethyl) -N-nitroimidazolidin-2-ylideneamine 

(imidacloprid) and the aminophosphorade herbicide 

N-(phosphonomethyl)-glycine) (glyphosate), 

with one application during cultivation; 

• A tobacco crop (TC), conventionally cultivated in 

pre-harvest stage, where the following pesticides 

were used: acephate, imidacloprid and glyphosate, 

with one application during cultivation. 

the distance of 10 meters between consecutive traps 

(LUTINSKI et al., 2013b). The traps were kept open during 

a period of 48 hours. 

Manual sampling was conducted following a random 

transect for one hour in each environment, using a gripper 

and a cotton swab moistened in alcohol for catching 

the specimens. In the FF, PPA and PR, samplings 

were carried out on the soil, shrubs and tree trunks up 

to a maximum height of two meters; in the TC and CC, 

samplings were performed directly on the soil. 

14 



Identification of the collected material 

The collected material was placed in vials containing 

70% alcohol, labeled and transported to the 

Entomology Laboratory of the Universidade Comunitária 

da Região de Chapecó (Unochapecó) for 

Statistical analysis 

Richness was defined as the number of species that occurred 

in each sample. Abundance was defined based on 

the relative frequency (i.e., the number of records of a given 

species in each trap) — and not based on the number 

of individuals —, which is more suited for studies of ant 

assemblages because it minimizes the effects of foraging 

habit and colony size (LUTINSKI et al., 2017). The relative 

frequency of each species in each environment was calculated 

by the following equation: F = Fi × 100 / Ft, in which 

Fi is the number of occurrences of a given species in a given 

environment, and Ft is the total number of occurrences 

of that species in a given environment. 

further sorting and taxonomic identification. Once 

in the laboratory, the specimens were identified 

using the taxonomic keys proposed by Fernández 

(2003) e Wild (2007). 

In order to verify the sampling sufficiency, we did a 

comparison between the species observed in the samples 

(Sobs) and the value generated by the Chao 2 estimator. 

This comparison allows inferring how much 

a survey approximates to an all-species sampling in a 

given environment. The richness estimates for each environment 

were obtained using the software EstimateS 

8.2. The richness of ants sampled in each environment 

was compared by a rarefaction analysis based on species 

occurrences. This analysis was performed in the 

software EcoSim 7 (GOTELLI; ENTSMINGER, 2001). 

The relationship between ant species and the different 

environments was verified through the principal 

component analysis (PCA). Forty-four ant species were 

excluded from this analysis due to their small number 

of occurrences in the samples (≤ 2). The data were previously 

transformed into Log (x + 1) and then analyzed 

using the software Past (HAMMER et al., 2001). 

We identified 69 species belonging to 22 genera, 15 tribes 

and eight subfamilies (Table 1). The ant assemblage 

from the forest fragment had the highest richness of 

species (S = 37), followed by the PPA (S = 35), PR (S = 25), 

CC (S = 13) and TC (S = 9) assemblages. Only two species, 

Camponotus (Myrmothrix) rufipes (Fabricius, 1775) 

and Pheidole (Pheidole) lignicola (Mayr, 1887), occurred 

in all five sampled environments. Overall, 38 (55%) species 

occurred in only one environment. The assemblage 

of the FF had Gnamptogenys striatula (Mayr, 1884), 

Pachycondyla striata (F. Smith, 1858) and Heteroponera 

inermis (Emery, 1894) as the most frequent species. In 

the PPA, the most frequent species were G. striatula, 

Pheidole (Pheidole) risii (Forel, 1892) and Pogonomyrmex 

angustus (Mayr, 1870); in the PR, the most frequent 

species were P. striata, P. lignicola and Pheidole sp. 2; in 

CC, Dorymyrmex brunneus (Forel, 1908) and C. rufipes; 

and in TC, Solenopsis sp. 1 and P. lignicola (Table 1). 

The major difference (100%) between the observed 

(Sobs) and the estimated richness (Chao 2) was found 

for the ant assemblages of the CC (Chao 2 = 26) and TC 

RESULTS 

(Chao 2 = 18). In the FF, in turn, this difference was 76% 

(Chao 2 = 65), whereas in the PR it was of 72% (Chao 

2 = 43), and in the PPA it decreases to 52% (Chao 2 

= 54). The trend for increasing the species richness if 

additional samples were made is evident by the rarefaction 

curves, because none of the environments reached 

an asymptote. The FF and the PPA presented the 

highest richness, whilst the lowest richness occurred in 

the TC environment (Figure 1). 

Altogether, 65.30% of the variation in the occurrence 

of ants, according to the sampled environments, was 

explained by the first (eigenvalue: 0.17; % of variance: 

39.00) and second (eigenvalue: 0.12; % of variance: 

26.30) PCA components. Three species showed a positive 

association with the samplings made in the FF and 

PPA: G. striatula, P. risii and P. striata; two species with 

the sampling made in the PR: P. lignicola and Pheidole 

sp. 2; and four species with the sampling carried out 

in the CC and TC: C. rufipes, D. brunneus, Pheidole sp. 

4 and Solenopsis sp. 1. All other ant species occurred 

regardless of the environment type (Figure 2). 

15 



Table 1 – Richness and frequency of ant assemblages sampled in five environments 

of a rural property in the municipality of Palma Sola, western Santa Catarina, Brazil (December 2015). 

Taxon PPA FF CC TC PR 

Subfamily Dolichoderinae 

Tribe Dolichoderina 

Dorymyrmex brunneus (Forel, 1908) 0.17 0.04 0.02 

Linepithema gallardoi (Kusnezov, 1969) 0.01 

Linepithema humile (Mayr, 1868) 0.04 0.03 

Linepithema iniquum (Mayr, 1870) 0.07 

Linepithema micans (Forel, 1908) 0.01 

Linepithema sp. 0.02 

Subfamily Ecitoninae 

Tribe Ecitonini 

Labidus praedator (F. Smith, 1858) 0.01 0.02 

Subfamília Ectatomminae 

Tribo Ectatommini 

Gnamptogenys striatula (Mayr, 1884) 0.11 0.16 0.02 

Gnamptogenys sp. 1 0.01 

Gnamptogenys sp. 2 0.01 

Subfamily Formicinae 

Tribe Camponotini 

Camponotus (Myrmaphaenus) blandus (F. Smith, 1858) 0.04 

Camponotus (Myrmepomis) sericeiventris (G.-M., 1838) 0.01 

Camponotus (Myrmobrachys) crassus (Mayr, 1862) 0.01 0.04 0.02 

Camponotus (Myrmothrix) cingulatus (Mayr, 1862) 0.01 

Camponotus (Myrmothrix) rufipes (Fabricius, 1775) 0.01 0.03 0.17 0.04 0.04 

Camponotus (Pseudocolobopsis) alboannulatus (Mayr, 1887) 0.01 0.01 

Camponotus (Tanaemyrmex) lespesii (Forel, 1886) 0.01 

Camponotus sp. 1 0.01 0.04 0.02 

Camponotus sp. 2 0.01 

Camponotus sp. 3 0.01 0.04 0.02 



Tribe Plagiolepidini 

Brachymyrmex (Brachymyrmex) aphidicola (Forel, 1909) 0.03 

Brachymyrmex (B.) coactus (Mayr, 1887) 0.15 

Brachymyrmex sp. 0.01 

Nylanderia fulva (Mayr, 1862) 0.03 0.02 

Nylanderia sp. 0.04 

Subfamily Heteroponerinae 

Tribe Heteroponerini 

Heteroponera inermis (Emery, 1894) 0.07 

Heteroponera mayri (Kempf, 1962) 0.01 

Subfamily Myrmicinae 

Tribe Attini 

Acromyrmex (Acromyrmex) disciger (Mayr, 1887) 0.01 0.01 

Acromyrmex (A.) niger (F. Smith, 1858) 0.01 0.01 0.04 0.02 

Acromyrmex (A.) subterraneus (Forel, 1893) 0.02 

Apterostigma pilosum (Mayr, 1865) 0.03 

16 

RBCIAMB | n.47 | mar 2018 | 12-23 

Continue...


Table 1 – Continuation. 

Taxon PPA FF CC TC PR 

Apterostigma wasmannii (Forel, 1892) 0.01 

Cyphomyrmex rimosus (Spinola, 1853) 0.01 

Mycocepurus goeldii (Forel, 1893) 0.03 

Tribe Blepharidattini 

Wasmannia auropunctata (Roger, 1863) 0.04 

Tribe Cephalotini 

Cephalotes pallidicephalus (F. Smith, 1876) 0.01 

Cephalotes pusillus (Klug, 1824) 0.01 0.01 0.02 

Cephalotes sp. 1 0.01 

Cephalotes sp. 2 0.01 0.01 

Procryptocerus convergens (Mayr, 1887) 0.01 0.02 

Tribe Crematogastrini 

Crematogaster (Neocrema) corticicola (Mayr, 1887) 0.01 

Crematogaster sp. 1 0.01 

Crematogaster sp. 2 0.01 

Tribe Myrmicini 

Pogonomyrmex angustus (Mayr, 1870) 0.07 0.03 

Pogonomyrmex naegelii (Forel, 1878) 0.04 0.02 

Tribe Pheidolini 

Pheidole (Pheidole) brevicona (Mayr, 1887) 0.03 0.03 0.04 

Pheidole (Pheidole) lignicola (Mayr, 1887) 0.05 0.04 0.13 0.22 0.14 

Pheidole (Pheidole) risii (Forel, 1892) 0.08 0.03 0.06 

Pheidole sp. 1 0.03 0.03 

Pheidole sp. 2 0.05 0.04 0.12 

Pheidole sp. 3 0.03 

Pheidole sp. 4 0.13 0.15 0.04 




Tribe Solenopsidini 

Solenopsis saevissima (F. Smith, 1855) 0.02 

Solenopsis sp. 1 0.03 0.08 0.30 

Solenopsis sp. 2 0.04 0.04 

Subfamily Ponerinae 

Tribe Ponerini 

Hypoponera distinguenda (Emery, 1890) 0.01 

Hypoponera trigona (Mayr, 1887) 0.04 

Hypoponera sp. 1 0.01 

Hypoponera sp. 2 0.01 

Pachycondyla harpax (Fabricius, 1804) 0.04 

Pachycondyla striata (F. Smith, 1858) 0.05 0.09 0.18 

Pachycondyla villosa (Fabricius, 1804) 0.01 0.04 0.02 

Subfamily Pseudomyrmecinae 

Tribe Pseudomyrmecini 

Pseudomyrmex gracilis (Fabricius, 1804) 0.01 0.02 

Pseudomyrmex termitarius (F. Smith, 1855) 0.01 0.01 

PPA: permanent preservation area; FF: forest fragment; CC: corn crop; TC: tobacco crop; PR: pine reforestation. 

17 



The richness of ants found in the studied rural property 

represents 33.3% of the ant fauna currently known for the 

western region of Santa Catarina (ULYSSÉA et al., 2011; 

LUTINSKI et al., 2013a; LUTINSKI et al., 2017). This study 

represents the first survey of ants made in the municipality 

of Palma Sola, as well as it constitutes the first ant survey 

performed within a rural environment in the region. 

The ant assemblages found in the PPA and in the FF were 

similar in richness. However, they were 32.4%, 64.8% and 

75.6% higher in richness than the PR, CC and TC assemblages, 

respectively. The nine ant species that showed a 

positive association with at least one of the sampled environments 

were also characterized as common and frequent 

in a previous regional study (LUTINSKI et al., 2014). 

DISCUSSION 

From the total of 69 species, 38 species occurred exclusively 

in the PPA and/or in the forest fragment. The richness 

estimate (Chao 2) indicates that the PPA and 

the FF have the richest ant assemblages amongst the 

sampled environments, followed by the PR, CC and TC 

environments, with decreasing expected richness estimates, 

respectively. The rarefaction curves showed no 

saturation, indicating that the sampling effort did not 

survey the ant assemblages fully, being thus possible 

to register additional ant species in all environments. 

Nevertheless, the lack of stabilization in the sampling 

curves is commonly observed for ant communities, a 

pattern that may be related to the aggregate distribution 

or rarity of some species (KLIMES et al., 2015). 

The PPA and the FF represent the two environments 

with the highest number of plant species. The highest 

richness and the highest number of unique ant species 

in these environments seems to corroborate the 

predictions of Hölldobler and Wilson (1990), that 

point that the increase in the number of ant species 

occurs as the environments become more complex 

and are able to provide resources for the establishment 

of new populations. Lutinski et al. (2017) reported 

that forest formations host habitats and shelter 

for the insect fauna, having thus an important link 

between these two variables. 

40 

35 

30 

25 

Richness 

20 

15 

10 

5 

PPA FF CC TC PR 

0 

3 9 15 21 27 33 39 45 51 57 63 

Occurences of species 

69 

PPA: permanent preservation area; FF: forest fragment; CC: corn crop; TC: tobacco crop; PR: pine reforestation. 

Figure 1 – Comparison by the rarefaction method, based on the number of occurrences and of the accumulated richness of ant 

assemblages from five environments in a rural property of Palma Sola municipality, western Santa Catarina, Brazil (December 2015). 

18 



The ant assemblage from the PR, due to the environment 

age and undergrowth vegetation, presented a relative similarity 

to the assemblage sampled in the PPA and FF environments. 

There was a shared richness of nine species 

between the PR and the preserved environments (PPA 

and FF). A similar relationship was found by Lutinski et al. 

(2008). These authors also observed a higher richness of 

ants in the native vegetation compared to the pine reforestation, 

supporting the hypothesis that complex environments 

favor the increase in the ant richness. 

The lowest ant richness was observed in both the CC 

and TC environments. This result is likely attributed 

to the characteristics of the conventional agricultural 

management used in these environments, which 

includes successive mechanical and chemical interventions, 

hence resulting in a decline in the ant fauna 

as compared to the other sampled environments. 

Holdefer et al. (2017) attributed to these conventional 

agricultural practices the 50% decrease in the 

ant richness, a pattern that agrees with our results. 

Formicidae is a diverse taxon that may indicate the 

occurrence of other organisms in the environment 

(GUÉNARD et al., 2012; BISHOP et al., 2015), and thus 

the occurrence of ant species in agro ecosystems under 

conventional management may also indicate the 

tolerance ability that some ant species show (ILHA et 

al., 2009; CARVAL et al., 2016). 

The richest genera were Camponotus and Pheidole, representing 

17.0 and 14.5% of total species, respectively. 

This result is in accordance to the most recent and representative 

surveys of the ant fauna in the western region of 

Santa Catarina, performed by Lutinski et al. (2008; 2013a). 

Noteworthy is the record of Cephalotes pallidicephalus 

(F. Smith, 1876), a species with no recent regional records. 

Component 2 (26.3%) 

Pl 

TC CC Cr 

Ph4 

Db So1 

-0.8 -0.6 -0.4 -0.2 

So2 Cs3 Cc 

Cs1 

Bc 

1.0 

0.8 

0.6 

0.4 

0.2 

-0.2 

-0.4 

An 

PR 

Ph2 

Ch 

Nf 

Ns 

Pb 

0.2 

Li 

Hi 

Pv 

0.4 

Ph1 Lh 

Pt 

Pr PPA FF 

0.6 

Pa 

0.8 

Gs 

Component 1 (39.0%) 

PPA: permanent preservation area; FF: forest fragment; CC: corn crop; TC: tobacco crop; PR: pine reforestation; An: Aspergillus niger; 

Bc: Brachymyrmex coactus; Cc: Camponotus crassus; Cr: Camponotus rufipes; Cs1: Camponotus sp. 1; Cs3: Camponotus sp. 3; Ch: Cephalotes pusillus; 

Db: Dorymyrmex brunneus; Gs: Gnamptogenys striatula; Hi: Heteroponera inermis; Lh: Linepithema humile; Li: Linepithema iniquum; Nf: Nylanderia 

fulva; Ns: Nylanderia sp.; Pt: Pachycondyla striata; Pv: Pachycondyla villosa; Pb: Pheidole brevicona; Pl: Pheidole lignicola; Pr: Pheidole risii; 

Ph1: Pheidole sp. 1; Ph2: Pheidole sp. 2; Ph4: Pheidole sp. 4; Pa: Pogonomyrmex angustus; So1: Solenopsis sp. 1; So2: Solenopsis sp. 2. 

Figure 2 – Association (principal component analysis) of ant species with five environments 

from a rural property located in the municipality of Palma Sola, western Santa Catarina, Brazil (December 2015). 

19 



On the other hand, the recorded species belonging to the 

genera Dorymyrmex and Linepithema are characteristic 

of anthropogenic environments (ULYSSÉA et al., 2011; 

LUTINSKI et al., 2013a) and exert strong dominance over 

food sources. The occurrence of D. brunneus in the CC, 

TC and PR environments supports the findings of Lutinski 

et al. (2014), which also observed the association of this 

species with anthropogenic environments. 

More than 300 species of Camponotus have been described 

for the Neotropics (FERNÁNDEZ, 2003), and among 

them an accentuated polymorphism occurs, as well as 

omnivorous diet. Chemical defense and mutualism are 

commonly observed in the relationships between these 

species and other organisms (SILVESTRE et al., 2003; 

BACCARO et al., 2015). Camponotus rufipes and C. sericeiventris 

are species widely distributed in the state 

of Santa Catarina (ULYSSÉA et al., 2011), common in 

anthropogenic environments (LUTINSKI et al., 2013a). 

The ability to colonize open and anthropogenic environments 

may explain the positive association of C. rufipes 

with the CC and TC environments. 

The high diversity of Neotropical species of Solenopsis and 

Pheidole characterizes these genera as common in ant 

fauna studies, including dozens of species collected in a 

single locality (BACCARO et al., 2015; ECONOMO et al., 

2017). The wide geographical distribution and their dispersion 

ability make some of these species locally abundant. 

Silvestre et al. (2003) discussed that these genera 

of ants exhibit a nesting behavior in the soil, form large 

colonies of small individuals, either monomorphic or dimorphic, 

have a generalist and aggressive behavior, and 

are strongly associated to disturbed environments. These 

life history aspects may explain the positive association 

of these genera with the CC, TC and PR environments. 

The use of pesticides may be affecting the diversity of 

Formicidae in the western region of Santa Catarina, and 

potentially the diversity of other organisms. This claim is 

supported by the higher richness of the ant assemblages 

from the PPA and FF compared to the areas cultivated 

with corn and tobacco (CC and TC). In the state of Santa 

Catarina, agricultural activities cause loss and degradation 

of natural environments, including soil and water 

contamination by chemical pollutants such as fertilizers, 

insecticides, pesticides and herbicides. These factors directly 

affect the health of animals inhabiting rural and 

urban areas, including humans (MODEL et al., 2015). 

Clements (2000) points out that the effects of pesticides 

on wildlife range from physiological changes in a few 

organisms to the massive death of entire populations, 

therefore affecting the whole community structure. In 

general, the higher the concentration of pesticides and 

the longer the exposure time, the greater the chances 

of negative impacts reaching higher levels of biological 

organization, such as communities and ecosystems. 

If an environmental stress persists long enough to lead 

local populations to death — affecting their growth rates, 

reproduction, and preventing the re-colonization of 

the environment —, it is then able to affect the whole 

community structure (BARBIERI et al., 2013). 

Agrochemicals can cause ecological imbalance by increasing 

the proliferation of pests and, consequently, 

the consumption of toxic compounds (LONDRES, 

2011). The large-scale introduction of pesticides into 

the environment is considered one of the major factors 

leading to environmental contamination, especially 

in developing countries (COLLOTTA et al., 2013). 

The acephate, although currently banned in several 

countries in the European Union and in the United 

States, continues to be largely used in Brazil (ANVISA, 

2010). Likewise, the broad-spectrum herbicide glyphosate 

represents around 40% of the total pesticide 

use in Brazil. The use of this compound underlies the 

biological resistance phenomenon in insects, hence 

requiring the use of a greater amount of the product 

in crops or a combination with other pesticides. 

This study adds information on the richness and abundance 

of ants in the environmental mosaics that compose 

small farms western Santa Catarina. It presents a 

checklist of ant species from different types of environments 

— including those species able to survive in agro- 

-ecosystems in which a conventional agricultural management 

is used —, and also provides information about 

the ant diversity inhabiting such environments. The study 

also indicates the occurrence of ant species associated 

with these different farm environments and, more 

broadly, suggests that there are complex factors acting 

in the ant assemblages from agricultural ecosystems. 

The results show the importance of the conservation 

of PPA and environmental protection areas (FF) to the 

biodiversity conservation and as reservoirs for the adjacent 

environments recolonization. They also show a 

significant impact of conventional corn and tobacco 

cultivation on insect communities when compared to 

other activities on small farms. 

20 



REFERENCES 

AGÊNCIA NACIONAL DE VIGILÂNCIA SANITÁRIA (ANVISA). Programa de Análise de Resíduos de Agrotóxicos em 

Alimentos (PARA). 2010. Available from: . 

Accessed on: Feb. 4, 2016. 

AGOSTI, D.; MAJER, J. D.; ALONSO, L. T.; SCHULTZ, T. Ants: standard methods for measuring and monitoring biodiversity. 

Washington, D.C.: Smithsonian Institution Press, 2000. 304 p. 

BACCARO, B. B.; FEITOSA, R. M.; FERNÁNDEZ, F.; FERNANDES, I. O.; IZZO, T. J.; SOUZA, J. L. P.; SOLAR, R. Guia para os 

gêneros de formigas do Brasil. Manaus: INPA, 2015. 388p. 

BARBIERI, R. F.; LESTER, P. J.; MILLER, A. S.; RYAN, K. G. A neurotoxic pesticide changes the outcome of aggressive 

interactions between native and invasive ants. Proceeding of Royal Society B, v. 280, n. 20132157, p. 1-7, 2013. 

BHARTI, H.; BHARTI, M.; PFEIFFER, M. Ants as bioindicators of ecosystem health in Shivalik Mountains of Himalayas: 

assessment of species diversity and invasive species. Asian Myrmecology, v. 8, p. 1-15, 2016. 

BISHOP, T. R.; ROBERTSON, M.; VAN RENSBURG, B.; PARR, C. L. Contrasting species and functional beta diversity in 

montane ant assemblages. Journal of Biogeography, v. 42, p. 1776-1786, 2015. 

CARVAL, D.; COTTÉ, V.; RESMOND, R.; PERRIN, B.; TIXIER, P. Dominance in a ground-dwelling ant community of banana 

agroecosystem. Ecology and Evolution, v. 6, p. 8617-8631, 2016. 

CHAGNON, M.; KREUTZWEISER, D.; MITCHELL, E. A. D.; MORRISSEY, C. A.; NOOME, D. A.; VAN DER SLUIJS, J. P. Risks 

of large-scale use of systemic insecticides to ecosystem functioning and services. Environmental Science and Pollution 

Research, v. 22, p. 119-134, 2015. 

CHEVALIER, L. X. T.; GOMES, D. S.; MAYHÉ-NUNES, A. J.; QUEIROZ, J. M. Potencial de formigas (Hymenoptera: Formicidae) 

como agentes anti-herbívoros em cultivo de café (Coffea canephora Pierre) e Feijão Guandu [Cajanus cajans (L.) Millsp]. 

EntomoBrasilis, v. 6, n. 2, p. 113-118, 2013. 

CLEMENTS, W. H. Integrating effects of contaminants across levels of biological organization: an overview. Journal of 

Aquatic Ecosystem Stress and Recovery, v. 7, p. 113-116, 2000. 

COLLOTTA, M.; BERTAZZI, P. A.; BOLLATI, V. Epigenetics and pesticides. Toxicology, v. 307, p. 35-41, 2013. 

CREPALDI, R. A.; PORTILHO, I. I. R.; SILVESTRE, R.; MERCANTE, F. M. Formigas como bioindicadores da qualidade do solo 

em sistema integrado lavoura-pecuária. Ciência Rural, v. 44, n. 5, p. 781-787, 2014. 

DECOCQ, G.; ANDRIEU, E.; BRUNET, J.; CHABRERIE, O.; FRENNE, P.; SMEDT, P.; DECONCHAT, M.; DIEKMANN, M.; 

EHRMANN, S.; GIFFARD, B.; MIFSUD, E. G.; HANSEN, K.; HERMY, M.; KOLB, A.; LENOIR, J.; LIIRA, J.; MOLDAN, F.; 

PROKOFIEVA, I.; ROSENQVIST, L.; VARELA, E.; VALDÉS, A.; VERHEYEN, K.; WULF, M. Ecosystem Services from Small 

Forest Patches in Agricultural Landscapes. Current Forestry Reports, v. 2, p. 30-44, 2016. 

ECONOMO, E. P.; KLIMOV, P.; SARNAT, E. M.; GUÉNARD, B.; WEISER, M. D.; LECROQ, B.; KNOWLES, L. L. Global 

phylogenetic structure of the hyperdiverse ant genus Pheidole reveals the repeated evolution of macroecological 

patterns. Proceeding of Royal Society B, v. 282, n. 20141416, p. 1-10, 2017. 

EDWARDS, D. P.; GILROY, J. J.; WOODCOCK, P.; EDWARDS, F. A.; LARSEN, T. H.; ANDREWS, D. J. R.; DERHÉ, M. A.; 

DOCHERTY, T. D. S.; HSU, W. W.; MITCHELL, S. L.; OTA, T.; WILLIAMS, L. J.; LAURANCE, W. F.; HAMER, K. C.; WILCOVE, 

D. S. Land-sharing versus land-sparing logging: reconciling timber extraction with biodiversity conservation. Global 

Change Biology, v. 20, p. 183-191, 2014. 

21 



FERNÁNDEZ, F. Introducción a las hormigas de la región neotropical. Bogotá: Instituto de Investigación de Recursos 

Biológicos Alexander von Humboldt, 2003. 426 p. 

GALINDO-LEAL, C.; CÂMARA, I. G. The Atlantic Forest of South America: biodiversity status, threats, and outlook. 

Washington, D.C.: Island Press, 2003. 488 p. 

GOTELLI, N. J.; ENTSMINGER, G. L. EcoSim: null models software for ecology. Version 7.0. Acquired Intelligence Inc. & 

Kesey-Bear, 2001. Available from: . Accessed on: 23 mar. 2016. 

GUÉNARD, B.; WEISER, M. D.; & DUNN, R. R. Global models of ant diversity suggest regions where new discoveries are 

most likely are under disproportionate deforestation threat. PNAS, v. 109, n. 19, p. 7368-7373, 2012. 

HAMMER, O.; HARPER, D. A. T.; RYAN, P. D. Past: palaeonthological statistics software package for education and data 

analysis. Version. 1.37. 2001. Available from: . Accessed 

on: Mar. 23, 2016. 

HOLDEFER, D. R.; LUTINSKI, J. A.; GARCIA, F. R. M. Does organic management of agroecosystems contribute to the 

maintenance of the richness of ants? Semina: Ciências Agrárias, v. 38, n. 6, p. 3455-3468, 2017. 

HÖLLDOBLER, B.; WILSON, E. O. The ants. Cambridge: Harvard University Press, 1990. 732 p. 

ILHA, C.; LUTINSKI, J. A.; PEREIRA, D. V. M.; GARCIA, F. R. M. Riqueza de formigas (Hymenoptera: Formicidae) da Bacia 

da Sanga Caramuru, município de Chapecó-SC. Biotemas, v. 22, n. 4, p. 95-105, 2009. 

INSTITUTO BRASILEIRO DE GEOGRAFIA E ESTATÍSTICA (IBGE). Cidades. 2015. Available from: . Accessed on: Mar. 17, 2015. 

KLIMES, P.; FIBICH, P.; IDIGEL, C.; RIMANDAI, M. Disentangling the Diversity of Arboreal Ant Communities in Tropical 

Forest Trees. PLoS One, v. 10, n. 2, p. 1-24, 2015. 

LAWES, M. J.; MOORE, A. M.; ANDERSEN, A. N.; PREECE, N. D.; FRANKLIN, D. C. Ants as ecological indicators of rainforest 

restoration: community convergence and the development of an Ant Forest Indicator Index in the Australian wet 

tropics. Ecology and Evolution, v. 7, p. 8442-8455, 2017. 

LONDRES, F. Agrotóxicos no Brasil: um guia para ação em defesa da vida. Rio de Janeiro: Cidade, 2011. 190 p. 

LUTINSKI, J. A.; BAUCKE, L.; FILTRO, M.; BUSATO, M. A.; KNAKIEWICZ, A. C.; GARCIA, F. R. M. Ant assemblage 

(Hymenoptera: Formicidae) in three wind farms in the State of Paraná, Brazil. Brazilian Journal of Biology, v. 77, n. 1, 

p. 176-184, 2017. 

LUTINSKI, J. A.; GARCIA, F. R. M.; LUTINSKI, C. J.; IOP, S. Diversidade de formigas na Floresta Nacional de Chapecó, Santa 

Catarina, Brasil. Ciência Rural, v. 38, n. 7, p. 1810-1816, 2008. 

LUTINSKI, J. A.; LOPES, B.; MORAIS, A. B. B. Diversidade de formigas urbanas (Hymenoptera: Formicidae) de dez cidades 

do sul do Brasil. Biota Neotropica, v. 13, n. 3, p. 332-342, 2013a. 

LUTINSKI, J. A.; LUTINSKI, C .J.; IOP, S.; GARCIA, F. R. M. Evaluation of an ant sampling protocol (Hymenoptera: 

Formicidae) in three modified environments located inside an austral Atlantic Forest area of Brazil. Ecología Austral, v. 

23, n. 1, p. 37-43, 2013b. 

LUTINSKI, J. A.; LUTINSKI, C. J.; LOPES, B. C.; MORAIS, A. B. B. Estrutura da comunidade de formigas (Hymenoptera: Formicidae) 

em quatro ambientes com diferentes níveis de perturbação antrópica. Ecología Austral, v. 24, n. 2, p. 229-237, 2014. 

22 



MODEL, D.; ESSWEIN, D.; GALLINA, L. S.; TEO, C. R. P. A.; NOTHAFT, S. C. S.; BUSATO, M. A. Ambiente e alimentação 

saudável: percepções e práticas de agricultores familiares. Campo-Território: Revista de Geografia Agrária, v. 10, n. 21, 

p. 142-158, 2015. 

NICKELE, M. A.; REIS FILHO, W.; PIE, M. R.; PENTEADO, S. R. C. Daily Foraging Activity of Acromyrmex (Hymenoptera: 

Formicidae) Leaf-cutting Ants. Sociobiology, v. 63, n. 1, p. 645-650, 2016. 

PÉREZ-SÁNCHEZ, A. J.; LATTKE, J. E.; VILORIA, A. L. Patterns of Ant (Hymenoptera: Formicidae) Richness and Relative 

Abundance along an Aridity Gradient in Western Venezuela. Neotropical Entomology, v. 42, p. 128-136, 2013. 

RAMOS, A. M.; SANTOS, L. A. R.; FORTES, L. T. G. (Orgs.). Normais climatológicas do Brasil 1961-1990: edição revisada 

e ampliada. Brasília: INMET, 2009. 465 p. 

ROCHA, W. O.; DORVAL, A; PERES FILHO, O.; VAEZ, C. A.; RIBEIRO, E. S. Formigas (Hymenoptera: Formicidae) Bioindicadoras 

de Degradação Ambiental em Poxoréu, Mato Grosso, Brasil. Floresta e Ambiente, v.22, n. 1, p. 88-98, 2015. 

SILVESTRE, R.; BRANDÃO, C. R. F.; SILVA, R. R. Grupos funcionales de hormigas: el caso de los gremios del cerrado. 

In: FERNÁNDEZ, F. (Ed.). Introducción a las hormigas de la región neotropical. Bogotá, Colombia: Instituto de 

Investigación de Recursos Biológicos Alexander von Humboldt, 2003. p. 133-148. 

TANENTZAP, A.; LAMB, A.; WALKER, S.; FARMER, A. Resolving Conflicts between Agriculture and the Natural Environment. 

PLoS Biology, v. 13, n. 9, p. 1-13, 2015. 

ULYSSÉA, M. A.; CERETO, C. E.; ROSUMEK, F. B.; SILVA, R. R.; LOPES, B. C. Updated list of ant species (Hymenoptera, 

Formicidae) recorded in Santa Catarina State, southern Brazil, with a discussion of research advances and priorities. 

Revista Brasileira de Entomologia, v. 55, n. 4, p. 603-611, 2011. 

WIELGOSS, A.; TSCHARNTKE, T.; RUMEDE, A.; FIALA, B.; SEIDEL, H.; SHAHABUDDIN, S.; CLOUGH, Y. Interaction complexity 

matters: disentangling services and disservices of ant communities driving yield in tropical agroecosystems. Proceeding 

of Royal Society B, v. 281, n. 1775, p. 1-10, 2013. 

WILD, A. L. Taxonomic revision of the ant genus Linepithema (Hymenoptera: Formicidae). California: University of 

California Publications in Entomology, 2007. v. 126. 159 p. 



23 


DOI: 10.5327/Z2176-947820180191 

PLANEJAMENTO E OTIMIZAÇÃO DO TRATAMENTO POR OZONIZAÇÃO 

DA ÁGUA DE LAVAGEM DA BORRA OLEOSA DO REFINO DO PETRÓLEO 

PLANNING AND OPTIMIZING THE TREATMENT OF WASHING 

WATER OF OILY SLUDGE FROM OIL REFINING BY OZONATION 

Mateus Chaves 

Almeida de Oliveira 

Mestre em Engenharia, Heriot-Watt 

University – Edimburgo, Escócia, 

Reino Unido. 

Jessica Moreira 

Mestranda em Engenharia 

Química, Universidade Federal 

de Minas Gerais (UFMG) – Belo 

Horizonte (MG), Brasil. 

Fabiano Luiz Naves 

Professor do Departamento de 

Engenharia Química, Universidade 

Federal de São João del-Rei (UFSJ) – 

Ouro Branco (MG), Brasil. 


Mateus Chaves Almeida de Oliveira – 

Departamento de Engenharia 

Química e Estatística – Universidade 

Federal de São João del- Rei – 

Rodovia MG 443/Km 7 – Fazenda do 

Cadete – Campus Alto Paraopeba – 

Caixa Postal 131 – CEP 36420-000 – 

Ouro Branco (MG), Brasil – 

E-mail: mateus.chaves@yahoo.com.br 

Recebido: 02/10/2016 

Aceito: 05/04/2018 

RESUMO 

O resíduo mais amplo do refino do petróleo é a borra oleosa, que pode ser 

lavada para se tornar um combustível, enquanto a água ácida é conduzida 

para tratamento convencional. Porém, muitos componentes tóxicos estão 

nesse resíduo, destacando a necessidade de tratamentos mais rigorosos. 

Assim, este estudo utilizou e otimizou a ozonização (maximizando a redução 

de demanda química de oxigênio e minimizando o custo) para o tratamento. 

Nesse processo, a água usada para lavar a borra foi submetida ao contato 

prolongado com ozônio em um reator. Por meio da aplicação de design 

of experiments e metodologia de superfície de resposta, modelos foram 

gerados para a redução da demanda química de oxigênio e do custo. Normal 

boundary intersection otimizou os modelos. Minitab gerou e desenvolveu os 

modelos. O estado ideal para a redução da demanda química de oxigênio foi 

de 51,1% e R$ 151,5.kW -1 .h -1 para o custo nas condições operacionais de pH, 

% de potência e tempo iguais a 7; 61,5%; e 45 minutos, respectivamente. 

Palavras-chave: tratamento de efluentes; oxidação avançada; design of 

experiments. 

ABSTRACT 

The amplest residue from oil refining is the oily sludge, which can be washed 

to become a fuel; while the acid water is driven to conventional wastewater 

treatment. Nevertheless, many toxic components are present in this water, 

highlighting the necessity of more strict treatments. So, this study used and 

optimized ozonation (maximizing the chemical oxygen demand reduction 

and minimizing the cost) to treat this acidic water. In this process, the acid 

water was under long contact with ozone in a reactor. By applying design 

of experiments tools and the response surface methodology, models were 

generated for the reduction of chemical oxygen demand and cost. Normal 

boundary intersection optimized the models. The software Minitab generated 

and developed the models. The optimal state for chemical oxygen demand 

reduction was 51.1% and R$ 151.5.kW -1 .h -1 for the cost at the operational 

conditions of pH, potency percentage and time equal to 7; 61.5%; and 

45 minutes, respectively. 

Keywords: wastewater treatment; advanced oxidation; design of experiments. 

24 


Planejamento e otimização do tratamento por ozonização da água de lavagem da borra oleosa do refino do petróleo 

A água possui diversas características que a fazem única, 

sendo a espécie química mais abundante na Terra. 

Porém, tão importante quanto a quantidade de água 

disponível é sua qualidade que, devido ao seu uso 

indiscriminado, tem sido reduzida. Por meio do ciclo 

hidrológico e da autodepuração dos cursos naturais, 

a água é renovável. Porém, ao ser exageradamente 

contaminada em seus mananciais, ela deve passar por 

processos de tratamento para se tornar potável, sendo 

essa a melhor estratégia para o controle da poluição 

(PAL et al., 2014; LU et al., 2015). 

O tratamento da água pode ser desenvolvido de forma 

convencional, por meio da remoção de partículas suspensas 

e coloidais, matéria orgânica e micro-organismos 

por gradeamento, coagulação, floculação, decantação, 

filtração, correção de pH e desinfecção. Porém, muitos 

compostos solúveis em água são resistentes à biodegradação. 

Assim, o tratamento avançado é uma alternativa 

para eliminação de tais compostos. Nesse tipo de tratamento 

ocorre degradação ou remoção de substâncias 

mais específicas por nanofiltração, adsorção, osmose 

reversa, luz ultravioleta e/ou ozonização (CESAN, 2011; 

BERNARDO & DANTAS, 2005). A escolha entre os tipos 

de tratamento depende do grau de poluição da água e 

do investimento disponível para potabilizá-la. 

Entre todas as técnicas existentes para o tratamento 

avançado, a ozonização surge como uma das principais 

alternativas devido à sua capacidade em mineralizar 

compostos orgânicos complexos, ótima eficiência e viabilidade 

econômica (SANTOS et al., 2016; NUVOLARI, 

2011; DRINAN, 2001). Muñoz e Orta (2012) mostraram 

que a ozonização alcançou redução de 85% da cor, 63% 

da turbidez e 71% da demanda química de oxigênio 

(DQO) do esgoto da Cidade do México. Tal capacidade 

de degradação se deve ao fato de que o ozônio é o segundo 

oxidante mais poderoso (potencial de oxidação 

— Eo = 2,08 V). É um gás incolor e instável em solução 

aquosa (CREMASCO & MOCHI, 2014), características 

que favorecem sua geração in situ (COELHO, 2015a; 

COELHO, 2015b; ALENCAR, 2013), por meio da passagem 

de oxigênio por eletrodos submetidos a elevada 

diferença de potencial (efeito corona). A otimização econômica 

do processo de geração é alcançada pela aplicação 

simultânea de baixa diferença de potencial associada 

à alta frequência da corrente elétrica — a maioria dos 

geradores comerciais opera em frequências entre 60 e 

INTRODUÇÃO 

1.000 Hz (NUVOLARI, 2011; DRINAN, 2001; HASSEMER, 

2000). O ozônio em soluções básicas leva à formação 

de radicais hidroxila, cujo potencial de oxidação é ainda 

mais elevado (Eo = 3,06 V), sendo mais efetivos na degradação 

(MASTEN & DAVIES, 1994). Dessa maneira, a 

oxidação de compostos orgânicos e inorgânicos durante 

a ozonização pode ocorrer via radical hidroxila (reação 

indireta, predominante em meio alcalino) ou via ozônio 

molecular (reação direta, predominante em meio ácido), 

embora na prática haja contribuição dos dois mecanismos 

(TCHOBANOGLOUS; BURTON; STENSEL, 2003). 

Santos (2011) mostrou que o pH e o tempo são os fatores 

que mais influenciam nesse processo. 

A ozonização pode ser aplicada a diversos resíduos, 

principalmente industriais. Nas indústrias petroquímicas 

e de oleaginosas, a borra oleosa — resíduo sólido 

perigoso, classe I, que não pode ser descartado 

sem tratamento prévio (ABNT, 2004; JIN et al., 2014; 

OMM-E-HANY, 2015; EGAZAR’YANTS et al., 2015) —, 

uma emulsão orgânica e inorgânica de alto poder calorífico, 

com compostos tóxicos, metais (MOREIRA, 

2013), óleos e micro-organismos (ANNUAL GENERAL 

MEETING OF BIOMINET, 1991; SHIE et al., 2000; ZHU 

et al., 2014) é o resíduo mais abundante e tem desafiado 

diversos tipos de tratamento, apresentando componentes 

recalcitrantes a tratamentos convencionais 

(HU; LI; ZENG, 2013; MINAI-TEHRANI; ROHANIFAR; 

AZAMI, 2015). Diferentes tipos de tratamentos foram 

sugeridos: Shahi et al. (2016), Rienzo, Urdaneta e Dorta 

(2014), Silva et al. (2014), e Gragouri et al. (2014) apresentaram 

o uso de biosurfactantes; Atagana (2015) 

apresentou o uso de surfactantes comerciais; da Souza 

et al. (2013), o uso de vinhaça da cana-de-açúcar 

para o tratamento por despejo no solo; Mansur et al. 

(2014) e Cerqueira et al. (2014), o uso de bactérias extraídas 

de diversos resíduos; e Quadros et al. (2016), a 

borra como estimulante para plantações, porém com 

ressalvas de contaminação. Outros trabalhos também 

sugerem potenciais soluções para esse problema 

(THANGALAZHY-GOPAKUMAR et al., 2015; PRAKASH 

et al., 2015; VIANA et al., 2015; RADFARNIA; KHULBE; 

LITTLE, 2015; GUOLIN; TINGTING; MINGMING, 2016; 

HU; LI; HOU, 2015; LI; CHAMPAGNE; ANDERSON, 2015). 

A borra oleosa traz dificuldades até para as aplicações 

rústicas, como seu uso em fornos rotativos de clínquer 

na indústria de cimento para reduzir os custos de pro- 

25 


Oliveira, M.C.A.; Moreira, J.; Naves, F.L. 

dução relacionados ao gasto energético. Nesse caso, 

ela levou à corrosão do forno (ARAÚJO, 1992). Como 

solução, Pécora (2004) propôs lavar a borra ácida com 

água, neutralizá-la e desidratá-la, separando um combustível 

de alto poder calorífico e destinando a água 

gerada ao tratamento convencional (PÉCORA, 2004). 

Entretanto, muitos compostos perigosos, cancerígenos 

e tóxicos se solubilizam na água, mostrando a necessidade 

de um tratamento mais rigoroso do que aquele 

normalmente realizado nas estações de tratamento de 

esgoto convencionais (SILVA, 2005). 

Dessa forma, seguindo as indicações de Hu, Li e Zeng 

(2013) e Pécora (2004), este trabalho estudou o tratamento 

por oxonização da água ácida derivada da lavagem 

da borra oleosa proveniente do processo de refino 

do petróleo (HUANG et al., 2015) por meio do design 

of experiments. 


Preparo da água ácida e planejamento experimental 

Uma amostra de 300 mL de borra ácida, obtida de uma 

empresa localizada em Minas Gerais, foi solubilizada 

com água destilada para um volume total de 20 L, filtrada 

com papel-filtro (Quanty, 25 µm) e novamente foi 

feito esse processo para um volume final de 50 L (água 

ácida). Então, a metodologia de superfície de resposta 

(MSR) com o planejamento composto central (PCC) foi 

utilizada para fazer o planejamento experimental ajustando 

três parâmetros a dois níveis, seis pontos axiais 

e seis pontos centrais, em um total de 20 experimentos. 

Os fundamentos e aplicações dessa metodologia 

são amplamente discutidos por Myers, Montgomery 

e Anderson-Cook (2009). As variáveis avaliadas para 

a água ácida, conforme indicações de estudos prévios 

(PÉCORA, 2004; HU; LI; ZENG, 2013), foram: pH do 

efluente (x 1 

), potência do ozonizador (x 2 

) e tempo de 

reação (x 3 

), variando de 0,95 a 11; 66 a 220 W e de 20 

a 70 minutos, respectivamente. A ordem e as condições 

dos experimentos foram determinadas por meio 

do software de estatística Minitab, conforme as metodologias 

citadas. A Tabela 1, na seção Resultados e 

Discussão, apresenta a condição para os experimentos. 

Tratamento por ozonização 

Durante os experimentos, 800 mL da água ácida foram 

introduzidos em um reator cilíndrico de vidro (diâmetro 

interno = 8,0 cm, altura = 32,0 cm), após a lavagem 

do mesmo com água destilada. Então, soluções de hidróxido 

de sódio (99%) (0,2 mol.L -1 ) e ácido sulfúrico 

(98%) (0,2 mol.L -1 ) foram usadas para ajustar o pH da 

solução de trabalho para o valor estabelecido pelo planejamento 

experimental. O pHmetro (Hanna, pH 21) 

foi usado para o controle dessa variável. 

Caracterização dos parâmetros e otimização 

A caracterização da água tratada foi realizada pelo método 

de DQO, em que 0,04 g de sulfato de mercúrio 

(98%), 2,5 mL de sulfato ácido de prata (98%), 0,5 mL 

de dicromato de potássio (100%) (1 mol.L -1 ), 0,3 mL de 

O reator descrito anteriormente foi conectado ao ozonizador 

projetado e construído no Laboratório de Engenharia 

Química do Campus Alto Paraopeba da Universidade 

Federal de São João del-Rei. Este permite a 

regulagem da porcentagem de potência, que é diretamente 

proporcional à energia fornecida ao sistema 

(em que o máximo corresponde a 220,0 W), e vazão 

volumétrica de ar, que foi mantida em 6 L.min -1 durante 

o experimento, por meio da conexão do reator com um 

compressor de ar trabalhando à pressão de 1,5 kg.cm -2 . 

Seu princípio de geração de ozônio baseia-se no método 

de descarga elétrica por efeito corona. 

Então, duas amostras de 10 mL foram coletadas e o 

processo de ozonização foi iniciado, tomando-se uso 

das soluções ácido e base citadas anteriormente para 

manter o pH constante. Após o tempo de ozonização 

determinado pelo planejamento experimental, o processo 

foi interrompido e duas amostras de 10 mL foram 

coletadas. 

água destilada e 2,0 mL de amostra de água ácida foram 

adicionados a um tubo hermeticamente fechado. A solução 

formada foi agitada e levada à digestão em um 

termorreator de DQO (Solar, SL 25/16) a 150°C durante 

26 



2 horas. Então, os tubos foram deixados à temperatura 

ambiente para serem resfriados. Por fim, a absorbância 

das amostras foi medida no espectrofotômetro 

(Micronal, AJX-1600), em comprimento de onda igual a 

620 nm. Para quantificar a DQO, uma curva padrão de 

bifitalato de potássio (1.440 mg.L -1 ) a 620 nm foi desenvolvida 

pelo método do refluxo fechado para o espectrofotômetro 

em uso. A Equação 1 mostra essa correlação. 

O custo para o tratamento foi calculado com base na 

estimativa do valor energético da produção de ozônio 

pelo efeito corona. Os custos de filtração e neturalização 

foram desconsiderados por serem muito menores 

do que os energéticos. A base para o cálculo foi: vazão 

de 3.000 ⎛ L.h -1 de efluente e custo de energia elétrica de 

R$ DQO= 0,51.kW ABS+0,0155 ⎞ 

⎜ -1 .h -1 . A Equação ⎟ 2 apresenta essa relação. 

⎝ 0,0003 ⎠ 

DQO= 

⎛ 

⎜ 

⎝ 

ABS+0,0155 

0,0003 

⎞ 

⎟ 

⎠ 

(1) 

C= 

48000x 2 

6,022x10 23 V 

(2) 

48000x 

Em C= que: 2 

DQO = 

6,022x10 

demanda 23 V 

química de oxigênio; 

ABS = absorbância no respectivo comprimento de onda. 

Em Y 1 

=50,4732+3,4040x que: 

1 

-1,3156x 2 

-4,7342x 2 1 -5,7395x2 2 

C - 7,9178x = custo; 2 -4,5024x x -1,1848x x +4,9763x x 3 1 2 1 3 2 3 

x 2 

= potência; 

V Y 2 = =151,614+51,338x vazão do equipamento. 

2 

+50,302x 3 

+3,521x 2 +16,830x x 2 2 3 

Y 1 

=50,4732+3,4040x Tabela 1 – Planejamento 1 

-1,3156x experimental 2 

-4,7342x 2 1feito -5,7395x2 pelo 

2Minitab usando a metodologia de superfície de resposta, com valores 

- codificados 7,9178x 2 -4,5024x apresentados x -1,1848x x +4,9763x x 3 1 2 

em parênteses 

1 3 

e resultados 

2 3 

experimentais para redução de demanda química de oxigênio e custo. 

Y 2 

=151,614+51,338x 2 

+50,302x 3 

+3,521x Potência 

2 +16,830x x Tempo Redução de demanda 

Custo 

Experimento pH 

2 2 3 

(W) (minutos) química de oxigênio (%) (R$.kW -1 .h -1 ) 

1 3,0 (-1) 88 (-1) 30 (-1) 27,39 67,32 

2 9,0 (+1) 88 (-1) 30 (-1) 52,04 67,32 

3 3,0 (-1) 176 (+1) 30 (-1) 23,60 134,64 

4 9,0 (+1) 176 (+1) 30 (-1) 24,55 134,64 

5 3,0 (-1) 88 (-1) 60 (+1) 22,65 134,64 

6 9,0 (+1) 88 (-1) 60 (+1) 36,87 134,64 

7 3,0 (-1) 176 (+1) 60 (+1) 33,08 269,28 

8 9,0 (+1) 176 (+1) 60 (+1) 34,98 269,28 

9 1,0 (-1,68) 132 (0) 45 (0) 35,92 151,47 

10 11,0 (+1,68) 132 (0) 45 (0) 38,77 151,47 

11 6,0 (0) 66 (-1) 45 (0) 33,08 75,735 

12 6,0 (0) 220 (+1,68) 45 (0) 35,92 252,45 

13 6,0 (0) 132 (0) 20 (-1,68) 28,34 67,32 

14 6,0 (0) 132 (0) 70 (+1,68) 28,34 235,62 

15 6,0 (0) 132 (0) 45 (0) 57,73 151,47 

16 6,0 (0) 132 (0) 45 (0) 55,83 151,47 

17 6,0 (0) 132 (0) 45 (0) 50,14 151,47 

18 6,0 (0) 132 (0) 45 (0) 45,40 151,47 

19 6,0 (0) 132 (0) 45 (0) 43,51 151,47 

20 6,0 (0) 132 (0) 45 (0) 50,14 151,47 

Coef: coeficiente na equação; SE Coef: coeficiente do parâmetro; T, P, S: parâmetros estatísticos; R-Sq: coeficiente de determinação; r-Sq(pred): 

coeficiente de determinação para predição; R-Sq(adj): coeficiente de determinação ajustado. 

27 



Os resultados obtidos foram então tratados de acordo com 

a MSR e com o PCC por meio do software de estatística 

Minitab. O método de otimização normal boundary intersection 

(NBI — interseção normal da fronteira), proposto 

por Das e Dennis (1998), foi utilizado com o software Excel 

para determinar os pontos ótimos dos modelos gerados. 


Os resultados em termos de redução de DQO e custo para cada experimento estão detalhados na Tabela 1. 

Construção dos modelos 

Por meio do software Minitab e dos fundamentos explanados 

por Myers, Montgomery e Anderson-Cook (2009), 

os coeficientes relativos às variáveis analisadas para redução 

de DQO e custo do tratamento foram determinados 

pela MSR e análise de variância (ANOVA) e são mostrados 

na Figura 1 (os valores significativos foram destacados). 

Os valores de p para os modelos estão abaixo do valor 

crítico (0,05) e para a falta de ajuste, acima desse índice, 

mostrando a validade dos dados conforme parâmetros 

estatísticos apresentados para a ANOVA e usados 

por diferentes pesquisadores (LI; SARMA; ZHANG, 

2011; OMAR & AMIN, 2011; RASTEGAR et al., 2011). 

Na redução de DQO, o pH apresentou significância linear 

(coeficiente 3,4040). O valor desse coeficiente, 

por ser maior que zero, indica que à medida que o pH 

se desloca para valores codificados positivos (maior 

pH, solução básica), maior a redução de DQO segundo 

o modelo. Conforme mostrado por Masten e Davis 

(1994), o radical hidroxila é gerado pelo ozônio em 

meios básicos e responsável pela oxidação. Como possui 

maior potencial de oxidação, espera-se que a redução 

de DQO aumente, conforme apontado pelo modelo. 

Em compostos com ligações pi entre carbonos e 

átomos eletrofílicos, o ataque pelo ozônio molecular é 

favoravelmente atribuído por ser mais simples. Porém, 

o ataque eletrofílico pelos íons hidroxila não é seletivo, 

sendo cem vezes mais rápido e potente do que agentes 

oxidantes tradicionais (TCHOBANOGLOUS; BURTON; 

STENSEL, 2003; MASTEN & DAVIES, 1994). 

Tempo e potência não foram linearmente significativos 

no modelo de redução de DQO, pois as faixas de trabalho 

dessas variáveis não foram amplas o suficiente 

para estabelecer tal relação. Lopes (2015) também encontrou 

tal resultado ao trabalhar com o mesmo ozonizador. 

Concomitantemente, as relações quadráticas de 

tempo e potência foram significativas. Portanto, conforme 

Montgomery (2006), todas as relações foram mantidas 

para o modelo, que está representado na Equação 

3, com R 2 = 0,765. Erros aceitáveis são esperados entre 

os resultados do modelo e dos experimentos. 

Coeficientes de regressão para o custo Coeficientes de regressão estimados para a redução de DQO 

Term Coef SE Coef T P Term Coef SE Coef T P 

Constante 151,614 1,1404 132,948 0,000 Constant 50,4732 2,162 23,349 0,000 

pH 0,000 0,7566 0,000 1,000 pH 3,4040 1,434 2,373 0,039 

Potência 51,338 0,7566 67,851 0,000 Potência -1,3156 1,434 -0,917 0,381 

Tempo 50,302 0,7566 66,482 0,000 Tempo -0,0000 1,434 -0,000 1,000 

pH*pH -0,942 0,7366 -1,279 0,230 pH*pH -4,7342 1,396 -3,391 0,007 

Potência*potência 3,521 0,7366 4,780 0,001 Potência*potência -5,7395 1,396 -4,111 0,002 

Tempo*tempo -0,942 0,7366 -1,279 0,230 Tempo*tempo -7,9178 1,396 -5,671 0,000 

pH*potência 0,000 0,9886 0,000 1,000 pH*potência -4,5024 1,874 -2,403 0,037 

pH*tempo -0,000 0,9886 -0,000 1,000 pH*tempo -1,1848 1,874 -0,632 0,541 

Potência*tempo 16,830 0,9886 17,024 0,000 Potência*tempo 4,9763 1,874 2,656 0,024 

S = 2,79614 PRESS = 590,763 S = 5,30011 PRESS = 1200,46 

R-Sq = 99,89% R-Sq(pred) = 99,19% R-Sq(adj) = 99,80% R-Sq = 87,65% R-Sq(pred) = 47,23% R-Sq(adj) = 76,54% 

Figura 1 – Relatório obtido pelo software Minitab com os coeficientes de regressão e seus respectivos valores 

de p para a redução de demanda química de oxigênio e para o custo conforme a metodologia de superfície de resposta. 

28 


DQO= 

⎜ 

⎝ 

0,0003 

⎟ 

⎠ 

C= 

48000x 2 

6,022x10 23 V 

C= 

48000x 

Planejamento 2 

e otimização do tratamento por ozonização da água de lavagem da borra oleosa do refino do petróleo 

6,022x10 23 V 

Y 1 

=50,4732+3,4040x 1 

-1,3156x 2 

-4,7342x 2 1 -5,7395x2 2 

- 7,9178x 2 -4,5024x x -1,1848x x +4,9763x x 3 1 2 1 3 2 3 

Y 1 

=50,4732+3,4040x 1 

-1,3156x 2 

-4,7342x 2 1 -5,7395x2 2 

- 7,9178x 2 3 -4,5024x 1 x 2 -1,1848x 1 x 3 +4,9763x 2 x 3 

Y 2 

=151,614+51,338x 2 

+50,302x 3 

+3,521x 2 +16,830x x 2 2 3 

Em que: 

Y 1 

= redução da demanda química de oxigênio; 

x 1 

= pH; 

x 2 

= % de potência; 

x 3 

= tempo. 

(3) 

No custo, todas as relações do pH não foram significativas, 

ao contrário de potência e tempo, conforme esperado, 

uma vez que o custo foi estimado pela Equação 2, que não 

leva em conta os gastos com o controle de pH. Os coeficientes 

gerados são positivos para todos os parâmetros 

significativos, indicando que qualquer aumento de potência 

ou tempo eleva o custo total do processo. O modelo é 

mostrado na Equação 4, com R 2 = 0,998. Erros insignificantes 

são esperados entre modelo e experimento. 

Otimização 

O método de otimização NBI, proposto por Das e Dennis 

(1998), foi utilizado com o software Excel para determinar 

os pontos ótimos dos modelos gerados. Esse método criou 

uma curva que relaciona pontos ótimos dos dois modelos 

Y 2 

=151,614+51,338x 2 

+50,302x 3 

+3,521x 2 +16,830x x 2 2 3(4) 

Em que: 

Y 2 

= custo; 

x 2 

= % de potência; 

x 3 

= tempo. 

As superfícies de resposta foram geradas pelo Minitab 

e são mostradas na Figura 2. 

Pela análise da Figura 2, é possível notar a estreita 

relação da redução de DQO com o pH e do custo 

com o tempo e a potência. Essas relações são 

fundamentadas conforme a discussão apresentada 

anteriormente e vão de encontro aos resultados 

já obtidos por outros pesquisadores sob as 

mesmas condições (LOPES, 2015; MONTGOMERY, 

2006; TCHOBANOGLOUS; BURTON; STENSEL, 2003; 

MASTEN & DAVIES, 1994). 

analisados, também chamada de fronteira de Pareto. A partir 

dessa curva, um ponto ótimo foi selecionado para teste. 

A Figura 3 apresenta a seção da fronteira de Pareto para os 

dois modelos que contêm o ponto ótimo selecionado. 

A 

B 

Demanda química de oxigênio 

45 

30 

15 

0 

-2 

-1 

pH 

0 

1 

-2 

-1 

0 

1 

Potência 

Custo (R$) 

300 

200 

100 

0 

-2 -1 

Tempo 

0 1 

-2 

-1 

0 

1 

Potência 

Figura 2 – Superfícies de resposta obtidas pelo Minitab mostrando o efeito (A) da potência do ozonizador e do pH do efluente 

sobre a redução de demanda química de oxigênio; (B) da potência do ozonizador e do tempo de reação sobre o custo. 

29 



Entre as condições ótimas, aquela com redução de 

DQO de 51,1% e custo de R$ 151,5.kW -1 .h -1 foi selecionada 

para teste. Esse ponto corresponde às condições 

experimentais de pH, potência e tempo iguais a 7,0 

(0,35); 61,5% (-0,001) e 45 minutos (0,001), respectivamente, 

com valores codificados entre parênteses. 

Custo (R$.kW -1 ) para tratar 3.000 L.h -1 

153,0 

152,8 

152,6 

152,4 

152,2 

152,0 

151,8 

151,6 

51,1;151,5 

151,4 

51,06 51,07 51,07 51,08 51,08 51,09 

Redução da demanda química de oxigênio (%) 

Figura 3 – Seção da fronteira de Pareto e melhor condição para menor custo e maior redução de demanda química de oxigênio. 

A 

Potência 

1,5 

1,0 

0,5 

0,0 

-0,5 

pH = 0,354570 

Potência = -0,000139704 

DQO = 51,0854 

DQO 

< 10 

10 – 20 

20 – 30 

30 – 40 

40 – 50 

> 50 

Potência 

B 

1,5 

1,0 

0,5 

0,0 

-0,5 

tempo = 0,00125765 

Potência = -0,000139704 

Custo = 151,670 

Custo (R$) 

< 50 

50 – 100 

100 – 150 

150 – 200 

200 – 250 

250 – 300 

300 – 350 

> 350 

-1,0 

-1,0 

-1,5 

-1,5 -1,0 -0,5 0,0 0,5 1,0 1,5 

pH 

-1,5 

-1,5 -1,0 -0,5 0,0 0,5 1,0 1,5 

tempo 

DQO: demanda química de oxigênio. 

Figura 4 – Gráfico da curva de contorno gerado pelo software Minitab com o ponto ótimo 

dentro das regiões de análise para (A) redução de demanda química de oxigênio e (B) custo. 

30 



O ponto com as condições ótimas pode ser melhor 

verificado quando plotado sobre curvas de contorno. 

A Figura 4 mostra essa representação. 

Na Figura 4, observa-se que apesar da redução de DQO 

estar dentro de sua curva de ótimo, o preço não está. 

Mostrando que, além da dependência com as três 

variáveis selecionadas para modelar o problema (pH, 

tempo e potência), as duas variáveis dependentes (redução 

de DQO e custo) são subordinadas entre si. 

Finalmente, a condição ótima selecionada foi testada 

experimentalmente e o resultado obtido foi a redução 

de 51,0% de DQO (0,17% de erro ante o modelo) e 

custo de R$ 151,67.kW -1 .h -1 (sem erro ante o modelo). 

Mostrando, assim, a validade do modelo representado 

pelas Equações 3 e 4. 

O Projeto e Análise de Experimentos (DOE) por meio do 

PCC e da MSR aplicados a um procedimento experimental 

possibilitou encontrar um modelo de redução de DQO e 

custo no tratamento da água ácida proveniente da borra 

oleosa do petróleo. Então, a otimização multiobjetiva de 

NBI foi utilizada em ambos os modelos. Destacando-se que 

o metamodelo obtido contempla duas respostas de difícil 

otimização simultânea por métodos empíricos. 

Nas condições estudadas, foi possível observar que valores 

de pH básicos favorecem mais a degradação do que 

valores ácidos de pH, uma vez que aumentam o potencial 

de oxidação por favorecerem a geração de íons hidroxila, 

confirmando estudos prévios sobre o tema. A potência 

e o tempo tiveram efeitos significantes sobre o custo, 

conforme já era esperado, uma vez que a análise desse 

parâmetro se reduziu ao processo de geração do ozônio. 

CONCLUSÕES 

O modelo gerado foi testado e validado no ponto 

ótimo testado, apresentando erros pequenos. 

Dessa forma, esses modelos (Equações 3 e 4) são 

uma contribuição direta do presente trabalho para 

futuras pesquisas e para a indústria de tratamento 

de efluentes. Porém, alguns parâmetros estatisticamente 

não significativos foram acrescidos ao modelo 

de redução de DQO, a saber, tempo e potência. 

Acredita-se que as faixas de trabalho dessas variáveis 

influenciaram a análise de variância. Portanto, 

sugere-se que faixas de tempo e potência mais 

amplas sejam futuramente avaliadas nos métodos 

do presente trabalho. De forma a complementar 

os resultados aqui apresentados, trabalhos futuros 

podem ser realizados com o objetivo de estudar a 

cinética da decomposição exposta e determinar um 

modelo cinético com as variáveis propostas. 

REFERÊNCIAS 

ALENCAR, E.R.; FARONI, L.R.D.; PINTO, M.S.; COSTA, A.R.; SILVA, T.A. Postharvest quality of ozonized “nanicão” cv. Bananas. 

Revista Ciência Agronômica, v. 44, n. 1, p. 107-114, 2013. http://dx.doi.org/10.1590/S1806-66902013000100014 

ANNUAL GENERAL MEETING OF BIOMINET, 8., 1991, Calgary. Proceedings... Calgary, 1991. 

ARAÚJO, M.A.S. Rerrefino de óleos usados. Rio de Janeiro: Conpet, 1992. 

ASSOCIAÇÃO BRASILEIRA DE NORMAS TÉCNICAS (ABNT). NBR 10004: Resíduos Sólidos: Classificação. São Paulo: 

ABNT, 2004. 

ATAGANA, H.I. Biological degradation of crude oil refinery sludge with commercial surfactant and sewage sludge by 

co-composting. Soil & Sediment Contamination, v. 24, n. 5, p. 494-513, 2015. DOI: 10.1080/15320383.2015.985375 

BERNARDO, L.; DANTAS, A. Métodos e técnicas de tratamento de água. 2. ed. São Carlos: Rima, 2005. v.1. 

CERQUEIRA, V.S.; PERALBA, M.C.R.; CAMARGO, F.A.O.; BENTO, F.M. Comparison of bioremediation strategies for soil 

impacted with petrochemical oily sludge. International Biodeterioration & Biodegradation, v. 95, n. 2, p. 338-345, 

2014. https://doi.org/10.1016/j.ibiod.2014.08.015 

31 



COELHO, C.C.S.; FREITAS-SILVA, O.; ALCÂNTARA, I.; SILVA, J.P.L.; CABRA, L.M.C. Ozônio em morangos minimamente 

processados, uma alternativa ao uso do cloro na segurança de alimentos. Vigilância Sanitária em Debate, v. 3, n. 1, 

p. 61-66, 2015a. DOI: 10.3395/2317-269x.00437 

COELHO, C.C.S.; FREITAS-SILVA, O.; CAMPOS, R.S.; BEZERRA, V.S.; CABRAL, L.M.C. Ozonização como tecnologia póscolheita 

na conservação de frutas e hortaliças: uma revisão. Revista Brasileira de Engenharia Agrícola Ambiental, v. 19, 

n. 4, p. 369-375, 2015b. http://dx.doi.org/10.1590/1807-1929/agriambi.v19n4p369-375 

COMPANHIA ESPÍRITO SANTENSE DE SANEAMENTO (CESAN). Tratamento de água. Belo Horizonte: Cesan, 2011. 

CREMASCO, M.A.; MOCHI, V.T. Reaction of dissolved ozone in hydrogen peroxide produced during ozonization of an 

alkaline medium in a bubble column. Acta Scientiarum. Technology, v. 36, n. 1, p. 1-85, 2014. http://dx.doi.org/10.4025/ 

actascitechnol.v36i1.11834 

DAS, I.; DENNIS, J. Normal-boundary intersection: a new method for generating the pareto surface in nonlinear 

multicriteria optimization problems. SIAM Journal on Optimization, v. 8, n. 3, p. 631-657, 1998. 

DRINAN, J. Water and wastewater treatment: a guide for the nonengineering professional. Nova York: CRC Press, 2001. 

EGAZAR’YANTS, S.V.; VINOKUROV, V.A.; VUTOLKINA, A.V.; TALANOVA, M.Y.; FROLOV, V.I.; KARAKHANOV, E.A. Oil sludge treatment 

processes. Chemistry and Technology of Fuels and Oils, v. 51, n. 5, p. 506-515, 2015. https://doi.org/10.1007/s10553-015-0632-7 

GRAGOURI, B.; KARRAY, F.; MHIRI, N.; ALOUI, F.; SAYADI, S. Bioremediation of petroleum hydrocarbons-contaminated 

soil by bacterial consortium isolated from an industrial wastewater treatment plant. Journal of Chemical Technology & 

Biotechnology, v. 89, n. 7, p. 978-987, 2014. https://doi.org/10.1002/jctb.4188 

GUOLIN, J.; TINGTING, C.; MINGMING, L. Studying oily sludge treatment by thermos chemistry. Arabian Journal of 

Chemistry, v. 9, n. 1, p. S457-S460, 2016. https://doi.org/10.1016/j.arabjc.2011.06.007 

HASSEMER, M.E.N. Tratamento de efluente têxtil: processo físico-químico com ozônio e floculação em meio granular. 

Dissertação (Mestrado) – Universidade Federal de Santa Catarina, Florianópolis, 2000. 

HU, G.; LI, J.; HOU, H. A combination of solvent extraction and freeze thaw for oil recovery from petroleum refinery 

wastewater treatment pond sludge. Journal of Hazardous Materials, v. 283, n. 1, p. 832-840, 2015. https://doi. 

org/10.1016/j.jhazmat.2014.10.028 

HU, G.; LI, J.; ZENG, G. Recent development in the treatment of oily sludge from petroleum industry: a review. Journal 

of Hazardous Materials, v. 261, n. 1, p. 470-490, 2013. https://doi.org/10.1016/j.jhazmat.2013.07.069 

HUANG, C.; SHI, Y.; GAMAL EL-DIN, M.; LIU, Y. Treatment of oil sands process-affected water (OSPW) using ozonation 

combined with integrated fixed-film activated sludge (IFAS). Water Research, v. 85, n. 1, p. 167-176, 2015. https://doi. 

org/10.1016/j.watres.2015.08.019 

JIN, Y.; ZHENG, X.; CHI, Y.; NI, M. Experimental study and assessment of different measurement methods of water in oil 

sludge. Drying Technology, v. 32, n. 3, p. 251-257, 2014. https://doi.org/10.1080/07373937.2013.811251 

LI, C.; CHAMPAGNE, P.; ANDERSON, B.C. Enhanced biogas production from anaerobic co-digestion of municipal 

wastewater treatment sludge and fat, oil and grease (FOG) by modified two-stage thermophilic digester system with 

selected thermos-chemical pre-treatment. Renewable Energy, v. 83, n. 1, p. 474-482, 2015. https://doi.org/10.1016/j. 

renene.2015.04.055 

LI, H.; SARMA, P.; ZHANG, D. A comparative study of the probabilistic-collocation and experimental-design 

methods for petroleum-reservoir uncertainty quantification. Society of Petroleum Engineers, 16, 2011. https://doi. 

org/10.2118/140738-PA 

32 



LOPES, M.C. Análise e calibração de um ozonizador. Trabalho de conclusão de curso (Graduação) – Universidade Federal 

de São João del-Rei, Ouro Branco, 2015. 

LU, Y.; SONG, S.; WANG, R.; LIU, Z.; MENG, J.; SWEETMAN, A.J.; JENKINS, A.; FERRIER, R.C.; LI, H.; LUO, W.; WANG, T. 

Impacts of soil and water pollution o food safety and health risks in China. Environmental International, v. 77, n. 1, 

p. 5-15, 2015. https://doi.org/10.1016/j.envint.2014.12.010 

MANSUR, A. A.; ADETUTU, E.M.; KADALI, K.K.; MORRISON, P.D.; NURULITA, Y.; BALL, A.S. Assessing the hydrocarbon 

degrading potential of indigenous bacteria isolated from crude oil tank bottom sludge and hydrocarbon-contaminated 

soil of Azzawiya oil refinery, Libya. Environmental Science & Pollution Research, v. 21, n. 18, p. 10725-10735, 2014. 

https://doi.org/10.1007/s11356-014-3018-1 

MASTEN, S.J.; DAVIES, S.H.R. The use of ozonation to degrade organic contaminants in waste water. Environmental 

Science & Technology, v. 28, n. 4, p. 180-185, 1994. DOI: 10.1021/es00053a001 

MINAI-TEHRANI, D.; ROHANIFAR, P.; AZAMI, S. Assessment of bioremediation of aliphatic, aromatic, resin, and 

asphaltenes fractions of oil-sludge-contaminated soil. International Journal of Environmental Science & Technology, 

v. 12, n. 4, p. 1253-1260, 2015. DOI: 10.1007/s13762-014-0720-y 

MONTGOMERY, D.C. Design and analysis of experiments. Wiley: Hoboken, 2006. 

MOREIRA, I.T.A.; OLIVEIRA, O.M.C.; TRIGUIS, J.A.; QUEIROZ, A.F.S.; BARBOSA, R.M.; ANJOS, J.A.S.A.; REYES, C.Y.; 

SILVA, C.S.; TRINDADE, M.C.L.F.; RIOS, M.C. Evaluation of the effects of metals on biodegradation of total petroleum 

hydrocarbons. Microchemical Journal, v. 110, n. 1, p. 215-220, 2013. https://doi.org/10.1016/j.microc.2013.03.020 

MUÑOZ, J.F.; ORTA, M.T. Efecto del ozono en la remoción de materia orgánica disuelta de un efluente secundario. 

Revista EIA, v. 1, n. 18, p. 171-178, 2012. 

MYERS, R.H.; MONTGOMERY, D.C.; ANDERSON-COOK, C.M. Response surface methodology: process and product 

optimization using designed experiments. 3. ed. Hobocken: Wiley, 2009. 

NUVOLARI, A. Esgoto sanitário: coleta, transporte, tratamento e reuso agrícola. 2. ed. São Paulo: Bluncher, 2011. 

OMAR, W.; AMIN, N. Optimization of heterogeneous biodiesel production from waste cooking palm oil via 

response surface methodology. Biomass & Bioenergy, v. 35, n. 3, p. 1329-1338, 2011. https://doi.org/10.1016/j. 

biombioe.2010.12.049 

OMM-E-HANY; SHAH, D.; HASAN, S.A.; ALAMGIR, A. Biodegradation of crude petroleum oil by indigenous and isolated 

bacterial strains. American-Eurasian Journal of Agriculture & Environmental Science, v. 15, n. 9, p. 1827-1834, 2015. 

DOI: 10.5829/idosi.aejaes.2015.15.9.12747 

PAL, A.; HE, Y.; JEKEL, M.; REINHARD, M.; GIN, K.Y.-H. Emerging contaminants of public health significance as water quality 

indicator in the urban water cycle. Environmental International, v. 71, n. 1, p. 46-62, 2014. https://doi.org/10.1016/j. 

envint.2014.05.025 

PÉCORA, M.M.C. Degradação fotoquímica e eletroquímica da fração aromática do resíduo de óleo lubrificante. Trabalho 

de conclusão de curso (Graduação) – Universidade Estadual de Londrina, Londrina, 2004. 

PRAKASH, V.; SAXENA, S.; SHARMA, A.; SINGH, S.; SINGH, S.K. Treatment of oil sludge contamination by composting. 

Journal of Bioremediation & Biodegradation, v. 6, n. 3, p. 284-290, 2015. DOI: 10.4172/2155-6199.1000284 

QUADROS, P.D.; CERQUEIRA, V.S.; CAZAROLLI, J.C.; PERALBA, M.C.; CAMARGO, F.A.O.; GIONGO, A.; BENTO, F.M. Oily 

sludge stimulates microbial activity and changes microbial structure in a landfarming soil. International Biodeterioration 

& Biodegradation, v. 115, n. 1, p. 90-101, 2016. https://doi.org/10.1016/j.ibiod.2016.07.018 

33 



RADFARNIA, H.; KHULBE, C.; LITTLE, E. Supercritical water treatment of oil sludge, a viable route to valorize wate oil 

materials. Fuel, v. 159, n. 1, p. 653-658, 2015. https://doi.org/10.1016/j.fuel.2015.06.094 

RASTEGAR, S.; MOUSAVI, M.; SHOJAOSADATI, S.A.; SHEIBANI, S. Optimization of petroleum refinery effluent treatment 

in a UASB reactor using response surface methodology. Journal of Hazardous Materials, v. 197, p. 26-32, 2011. DOI: 

10.1016/j.jhazmat.2011.09.052 

RIENZO, M.D.; URDANETA, I.; DORTA, B. Biosurfactant production in aerobic and anaerobic conditions by different 

species of the genus pseudomanas. Journal of Life Science, v. 8, n. 3, p. 201-210, 2014. 

SANTOS, P.K.; FERNANDES, K.C.; FARIA, L.A. Descoloração e degradação do azo corante vermelho GRLX-220 por 

ozonização. Química Nova, v. 34, n. 8, p. 1315-1322, 2011. 

SANTOS, R.R.; FARONI, L.R.D.; CECON, P.R.; FERREIRA, A.P.S.; PEREIRA, O.L. Ozone as fungicide in rice grains. Revista 

Brasileira de Engenharia Agrícola Ambiental, v. 20, n. 3, p. 230-235, 2016. http://dx.doi.org/10.1590/1807-1929/ 

agriambi.v20n3p230-235 

SHAHI, A.; AYDIN, S.; INCE, B. K.; INCE, O. The effects of white-rot fungi Trametes versicolor and Bjerkandera adusta on 

microbial community structure and functional genees during the bioaugmentation process following biostimulation 

practice of petroleum contaminated soil. International Biodeterioration & Biodegradation, v. 114, n. 1, p. 67-74, 2016. 

DOI: 10.1016/j.ibiod.2016.05.021 

SHIE, J.L.; CHANG, C.Y.; LIN, J.-P.; WU, C.-H.; LEE, D.-J. Resources recovery of oil sludge by pyrolysis: kinetics study. 

Journal of Chemical Technology & Biotechnology, v. 75, n. 6, p. 443-450, 2000. https://doi.org/10.1002/1097- 

4660(200006)75:6%3C443::AID-JCTB228%3E3.0.CO;2-B 

SILVA, A.B.L. Investigação geoambiental de uma área contaminada por resíduos industriais. Dissertação (Mestrado) – 

Universidade Federal do Rio Grande do Sul, Porto Alegre, 2005. 

SILVA, R.C.F.S.; ALMEIDA, D.G.; RUFINO, R.D.; LUNA, J.M.; SANTOS, V.A.; SARUBBO, L.A. Application of biosurfactants 

in the petroleum industry and the remediation of oil spills. International Journal of Molecular Science, v. 15, n. 7, 

p. 12523-12542, 2014. https://dx.doi.org/10.3390%2Fijms150712523 

SOUZA, T.S.; HENCKLEIN, F.A.; ANGELIS, D.F.; FONTANETTI, C.S. Clastogenicity of landfarming soil treated with sugar 

cane vinasse. Environmental Monitoring and Assessment, v. 185, n. 2, p. 1627-1636, 2013. http://dx.doi.org/10.1007/ 

s10661-012-2656-3 

THANGALAZHY-GOPAKUMAR, S.; AL-NADHERI, W.M.; JEDARAJAN, D.; SAHU, J.N.; MUBARAK, N.M.; NIZAMUDDIN, S. 

Utilization of palm oil sludge through pyrolysis for bio-oil and bio-char production. Bioresources Technology, v. 178, 

n. 1, p. 65-69, 2015. https://doi.org/10.1016/j.biortech.2014.09.068 

TCHOBANOGLOUS, G.; BURTON, F.; STENSEL, H. Processing and treatment of sludges. In: METACALF & EDDY (Orgs.). 

Wastewater engineering: treatment and reuse. 4. ed. Nova York: McGraw-Hill, 2003. 

VIANA, F.F.; DANTAS, T.N.C.; ROSSI, C.G.F.T.; DANTAS NETO, A.A.; SILVA, M.S. Aged oil sludge solubilization using new 

microemulsion systems: design of experiments. Journal of Molecular Liquids, v. 210, n. 1, p. 44-50, 2015. https://doi. 

org/10.1016/j.molliq.2015.02.042 

ZHU, L.L.; QIU, L.P.; ZHANG, L.X.; ZHANG, S.B. Challenge and development of sludge treatment and disposal in China. 

Applied Mechanics & Materials, v. 675-677, n. 1, p. 665-668, 2014. https://doi.org/10.4028/www.scientific.net/ 

AMM.675-677.665 



34 


DOI: 10.5327/Z2176-947820180237 

QUANTIFICAÇÃO DO ESTOQUE DE CARBONO DA 

COPERNICIA PRUNIFERA (MILL.) H. E. MOORE EM ÁREAS DISTINTAS 

QUANTIFICATION OF CARBON STOCK COPERNICIA PRUNIFERA (MILL.) H. E. MOORE IN DIFFERENT AREAS 

Vera Lúcia dos Santos Costa 

Mestre em Desenvolvimento e 

Meio Ambiente, Universidade 

Federal do Piauí (UFPI) – 

Teresina (PI), Brasil. 

Jaíra Maria 

Alcobaça Gomes 

Professora do Departamento 

de Ciências Econômicas e do 

Programa de Pós-Graduação 

em Desenvolvimento e Meio 

Ambiente, UFPI – Teresina (PI), 

Brasil. 

Maria da Conceição 

Prado de Oliveira 

Professora do Departamento 

de Ciências Biológicas, UFPI – 

Teresina (PI), Brasil. 

Carla Ledi Korndörfer 

Professora do Departamento de 

Ciências Biológicas, Universidade 

Estadual do Piauí (UESPI) – Campo 

Maior (PI), Brasil. 


Vera Lúcia dos Santos Costa – 

Rua Lucídio Portela, 1.073 – 

Piauí – CEP 64208-410 – 

Parnaíba (PI), Brasil – 

E-mail: eco.vera09@gmail.com 

Recebido: 15/02/2017 

Aceito: 03/04/2018 

RESUMO 

A carnaúba (Copernicia prunifera (Mill.) H. E. Moore), em seu habitat natural, 

contribui para o equilíbrio ecológico. Este estudo teve como objetivos: 

quantificar o estoque de carbono (EC) presente no estipe e nas folhas de 

carnaúba e verificar em que tipo de área a planta tem maior EC, com a 

finalidade de difundir a conservação ambiental da espécie. O experimento foi 

realizado em uma fazenda do município de Campo Maior, Piauí, nos meses 

de julho a dezembro de 2013, onde se fez a amostragem por parcelas em 

ambientes distintos. Utilizou-se uma equação alométrica para calcular 

a biomassa e, a partir desta, quantificou-se o EC e realizou-se o teste t de 

Student. O estoque total de carbono foi de 14,71 kg.ha -1 . Concluiu-se que as 

carnaúbas presentes nas margens do rio têm, em média, um estoque maior 

de carbono (4,72 kg) do que as que estão presentes em áreas secas (2,33 kg). 

Com isso, recomenda-se que a conservação da espécie deva ocorrer em 

áreas estratégicas por prestar esse serviço ecossistêmico. 

Palavras-chave: serviço ecossistêmico; sequestro de carbono; conservação. 

ABSTRACT 

Copernicia prunifera (Mill.) H. E. Moore (carnauba), in its natural habitat, 

contributes to the ecological balance. The study aimed to quantify the carbon 

stock present in the carnauba stem and leaves and to check in which type 

of area the carnauba has a higher carbon stock. This way, we may diffuse 

the need of conservation of the species. The experiment was conducted at 

the farm of municipality of Campo Maior, Piauí, Brazil, from July to December 

2013, and the sampling plots were performed in different environments. 

We used allometric equation for estimating biomass, from which we 

quantified the carbon stock, and the t-test was applied. The carbon stock 

was 14.71 kg ha -1 . We conclude that the carnaubas on the river banks have, 

on average, greater carbon stock (4.72 kg) than those present in dry areas 

(2.33 kg). Thereby, we encourage the conservation of the species should 

occur in strategic areas for providing this ecosystem service. 

Keywords: ecosystem service; carbon sequestration; conservation. 

35 


Costa, V.L.S. et al. 

O reconhecimento da importância dos ecossistemas 

se intensificou após a realização da Conferência das 

Nações Unidas sobre Meio Ambiente e Desenvolvimento 

(CNUMAD) e o estabelecimento da Convenção 

sobre Diversidade Biológica (CDB), no início dos anos 

1990. A partir de então, e com a publicação do artigo 

The value of the world’s ecosystem services and natural 

capital, de Costanza et al. (1997), ganharam notoriedade 

os estudos sobre serviços ecossistêmicos e sua 

valoração, que chamam a atenção para a necessidade 

de conservação e preservação de espécies vegetais e 

florestais. Os benefícios da conservação destas consistem 

na continuidade da oferta de serviços ecossistêmicos 

que garantem o bem-estar à humanidade. Como 

exemplos desses serviços pode-se citar a regulação do 

clima e da água, o controle da erosão e retenção de 

sedimentos, etc. (COSTANZA et al., 1997). 

A definição de serviços ecossistêmicos como benefícios 

que as pessoas obtêm dos ecossistemas foi posta em circulação 

e consolidada pela Avaliação Ecossistêmica do 

Milênio (em inglês: Millennium Ecosystem Assessment — 

MEA). A MEA, conjunto de relatórios publicados de 2001 

a 2005, baseou-se em quatro convenções da Organização 

das Nações Unidas (ONU) relativas às questões ambientais 

— clima, biodiversidade, desertificação e áreas úmidas 

–, constituindo o maior inventário do estado de uso 

da natureza pelos seres humanos. 

O Relatório da MEA, publicado em 2005, dividiu os serviços 

ecossistêmicos em quatro categorias: 

• de provisão: alimentos, água potável, madeiras e fibras, 

combustível, etc.; 

• de regulação: clima, inundações, controle de doenças, 

purificação da água, etc.; 

• de cultura: estético, espiritual, educacional, recreação, 

etc.; 

• de suporte: ciclagem de nutrientes, formação do 

solo, produção primária, etc. Sobre a oferta desses 

serviços, Isbell et al. (2011) apontam que quanto 

maior o número de espécies, melhor se mantém 

a multifuncionalidade do ecossistema em grandes 

escalas espaçotemporais e mais se conserva o equilíbrio 

ecológico. Daí constata-se que cada espécie 

INTRODUÇÃO 

desempenha um importantíssimo papel a fim de 

que o ecossistema permaneça estável (MEA, 2005). 

Para incentivar a conservação dos ecossistemas, Almeida 

(2007) defende que os serviços ecossistêmicos sejam 

valorados e inseridos no mercado pela adoção de políticas 

de pagamento, sendo necessário que os direitos de 

propriedade estejam bem definidos. E que, na verdade, 

o conjunto desses serviços se encontra ameaçado pela 

ausência de direitos de propriedade e de fungibilidade 

e por serem produtos globais de uso comum, definidos, 

economicamente, como externalidades. Daí a dificuldade 

de valorar esses recursos econômicos. 

A valoração dos serviços ecossistêmicos deriva, conforme 

Motta (2011), de seus atributos, que podem ou não 

estar associados a um uso. Valorar um recurso ambiental 

consiste em estimar um quantum monetário em relação 

a outros bens e serviços disponíveis na Economia 

(MOTTA, 1997), a partir do que surge uma política de 

pagamento por serviços ecossistêmicos que, segundo 

Moraes (2012), se expressa pela ideia de que os beneficiários 

externos paguem aos proprietários desses bens 

pela adoção de práticas de conservação ou restauração 

dos ecossistemas. Nesse sentido, as instituições 

financeiras podem contribuir para que as atividades 

extrativas sejam sustentáveis, exigindo contrapartidas 

ambientais para a concessão de crédito (COSTA; GO- 

MES, 2016). 

Nesse ínterim, como a conservação e preservação de 

espécies florestais é fundamental para garantir a continuidade 

desses serviços, surgiram pesquisas na área 

de Engenharia Florestal, em especial sobre a regulação 

climática por meio do sequestro de CO 2 

, que visaram a 

quantificar o estoque de carbono (EC) e/ou a biomassa 

de florestas ou de espécies florestais. A maioria dessas 

pesquisas abrange áreas florestais, poucas se referem 

a estudos de espécies individuais. 

Dentre os estudos internacionais, destacam-se o 

de Missanjo e Kamanga-Thole (2015), que estimaram 

a biomassa e o EC de uma reserva florestal de 

Miombo Woodland, no Malawi; e o de Chavan e 

Rasal (2010), que abordam o estoque permanente 

de carbono sequestrado por espécies arbóreas 

selecionadas em um campus universitário da Índia; 

nesta última pesquisa os autores utilizaram o mé- 

36 


Quantificação do estoque de carbono da Copernicia prunifera (mill.) H. E. Moore em áreas distintas 

todo não destrutivo, concluindo que modelos alométricos 

baseados em padrões teóricos são ótimos 

para a determinação da biomassa. E, ainda, o estudo 

de Breugel et al. (2011), que estimaram o EC em 

florestas secundárias no Panamá. 

Das pesquisas realizadas no Brasil, citam-se a de Ratuchne 

et al. (2015), que quantificaram o carbono florestal 

da espécie Araucaria angustifolia no sudoeste 

do Paraná; a de Silva et al. (2015), que estimaram, 

usando métodos indiretos, o EC em área de restauração 

florestal em Minas Gerais; e a de Rocha et al. 

(2014), que estimaram estoques de carbono na fitomassa 

área de sistemas agroflorestais no cerrado de 

Minas Gerais. 

Quanto aos estudos sobre a carnaúba já realizados, citam-se 

o de Araújo et al. (2013), que analisaram a germinação 

das sementes; o de Reis et al. (2010; 2011), 

que avaliaram a protrusão do pecíolo cotiledonar e a 

emergência de mudas de carnaúbas, respectivamente; 

o de Arruda e Calbo (2004), que analisaram a tolerância 

à inundação; e o de Holanda (2006), que verificou 

os efeitos da salinidade sobre o crescimento 

e desenvolvimento da espécie. Quanto ao manejo 

da carnaúba, destacam-se o estudo de Vieira, Oliveira 

e Loiola (2016), que analisaram as consequências 

da extração mensal das folhas sobre a sobrevivência, 

a produção de folhas e o desempenho reprodutivo da 

planta; o de Ferreira (2009), que verificou o comportamento 

de carnaubeiras em três estádios de desenvolvimento 

(capoteiro, palmeira nova e palmeira velha); 

o de Ferreira, Nunes e Gomes (2013), que analisaram 

o efeito de diferentes estratégias de manejo de corte 

das folhas; e o de Reis Filho (2005), que coordenou 

o Mapeamento Espacial e Zoneamento da Carnaúba 

no Piauí (Projeto Carnaupi), a partir do qual inventariou 

as populações dessa planta, classificando-a em 

quatro classes. No âmbito da etnobotânica, citam-se 

três estudos que confirmam os usos ou o potencial de 

usos da espécie em comunidades tradicionais, indo as 

indicações desde a categoria alimentícia até a produção 

de energia, são eles: Silva et al. (2014), Silva et al. 

(2011) e Sousa et al. (2015). 

Esses estudos etnobotânicos confirmam os registros 

da literatura sobre o aproveitamento integral da carnaúba. 

Gomes e Nascimento (2006) registraram usos 

de todas as partes da palmeira – folhas, pecíolo, estipe, 

fruto e raízes. Além desses usos diretos, a carnaúba 

desempenha um importante papel na preservação 

de margens de rios, conforme Lima e Araújo (2006) e 

Araújo et al. (2012). 

Tomando por base as categorias de serviços ecossistêmicos 

relatados em MEA (2005) e os usos da carnaúba, 

identificam-se os seguintes serviços da espécie: 

• de provisão: fonte de fibra, celulose e pó cerífero 

que provêm das folhas, da madeira (caule e pecíolo) 

e do alimento (fruto e palmito); 

• cultural: estético (paisagismo), medicinal (raízes) e 

simbologia (árvore-símbolo); 

• de suporte: proteção de solo, nascentes, mananciais 

hídricos e cursos d’água. 

O conhecimento sobre a etnobotânica e os serviços 

ecossistêmicos da carnaúba, seja por meio de benefícios 

diretos, seja pelos indiretos, é, assim, essencial 

para a conservação da espécie e o consequente equilíbrio 

ecológico, por intermédio da sua exploração econômica 

racional e sustentável. 

Inexistem estudos empíricos sobre os serviços ecossistêmicos 

de regulação da carnaubeira, como o climático 

e o hídrico, o que justifica a relevância de estudar 

o EC presente na espécie. Desse modo, aponta-se 

o serviço ecossistêmico de regulação climática da 

carnaúba por meio do EC como uma variável importante 

para a conservação da espécie, dada a sua importância 

não apenas socioeconômica, mas também 

ambiental. Para tanto, escolheu-se a Fazenda Itans, 

no município de Campo Maior, Piauí, que é cortada 

pelo Rio Canudos e tem áreas de carnaubal nas margens 

dos rios, nas quais há maior variedade de vegetação, 

e distantes dessas, em que predomina a carnaúba, 

o que motivou a seguinte questão: qual o EC 

das carnaúbas dessas áreas? 

Os objetivos consistiram em quantificar o EC presente 

no estipe e nas folhas de carnaúba e verificar se existe 

diferença de quantidade de EC entre carnaúbas situadas 

em áreas distintas para, assim, difundir a necessidade 

de conservação ambiental da espécie. 

37 



Caracterização da área de estudo 

O estudo foi realizado com populações naturais de Copernicia 

prunifera (Mill.) H. E. Moore no município de Campo 

Maior, Piauí, escolhido pela sua representatividade como 

o maior produtor de pó cerífero na Região Nordeste. 

A área de estudo se localiza na Fazenda Itans, a 20 km 

da sede do município de Campo Maior, Piauí, na Rodovia 

PI 314 (Campo Maior — Barras). Fez-se a solicitação 

ao proprietário por meio de ofício a ele encaminhado, 

o qual autorizou o experimento. 

O clima da microrregião é, conforme a classificação de 

Köppen, Tropical Subúmido (C 1 

WA 4a 

), com temperaturas 


entre 23 e 35ºC nos meses secos. A vegetação, segundo 

Barros, Farias e Castro (2010), compõe o Complexo Vegetacional 

de Campo Maior, caracterizado como um ambiente 

sujeito a frequentes inundações, o que lhe confere 

o caráter de transição, estabelecido a partir do contato 

dos cerrados com a caatinga, o carrasco, as matas estacionais 

(decíduas e semidecíduas) e as matas ripícolas. 

A fazenda, com área de 970 ha, é cortada por dois rios intermitentes, 

um com menos de 10 m de largura (Itans) e 

outro com largura entre 10 e 50 m (Canudos). A área de estudo 

é coberta predominantemente por carnaúbas e todo 

o carnaubal é manejado para a extração do pó cerífero. 

Amostragem 

Foram implantadas 3 parcelas com dimensões de 40 × 20 m 

nas margens do Rio Canudos (área I), em que a carnaúba 

se encontra associada com outras espécies, e 3 parcelas, 

com as mesmas dimensões, distantes das margens do rio 

e próximas à casa da Fazenda (área II), esta caracterizada 

pela predominância de carnaúbas com existência mínima 

de outras espécies. A Figura 1 mostra os pontos georreferenciados, 

via Global Position System (GPS), das parcelas. 

Em cada parcela foi levantado o número de indivíduos 

cujo estipe era igual ou superior a 2,5 m de altura. Foram 

medidos a altura (H) do estipe e o perímetro à altura 

do peito (PAP) a 1,30 m do solo. 

A 

B 

Figura 1 – Vista aérea das áreas pesquisadas, Fazenda Itans, Campo Maior, Piauí: (A) área I 

(parcelas 1 (pontos 031, 032, 033, 034), 2 (pontos 035, 036, 037, 038) e 3 (pontos 039, 040, 041, 042); (B) área II 

(parcelas 4 (pontos 043, 044, 045, 046), 5 (pontos 047, 048, 049, 050), 6 (pontos 051, 052, 053, 054) e Casa da Fazenda (ponto 030). 

38 



Determinação da biomassa e do estoque de carbono 

A biomassa do estipe da carnaúba foi calculada, por meio 

de equação alométrica (Equação 1), proposta por Ribeiro 

et al. (2009), como produto das variáveis volume do estirpe 

(V) e densidade básica média da espécie (D): 

B = D x V(1) 

Em que: 

B = biomassa (em kg); 

D = densidade básica média da espécie (em kg.m -3 ); 

V = volume do estipe (em m 3 ). 

Para o cálculo da densidade básica média da espécie, 

utilizou-se o método destrutivo. Para tanto, solicitou-se 

autorização da Secretaria de Meio Ambiente e Recursos 

Hídricos de Campo Maior, Piauí, que a forneceu com a 

recomendação de fazer a reposição de cinco para cada 

uma que fosse abatida. As espécies determinadas para 

reposição foram Libidibia férrea (Mart. ex Tul.) L. P. Queiroze 

Anacardium occidentale L. 

Procedeu-se, então, a um sorteio de três indivíduos para 

o abate em cada área. A determinação da D da espécie 

teve por base a Norma Brasileira (NBR 11941), de março 

de 2003 (ABNT, 2003). Fez-se a secção do estipe dos indivíduos 

retirando-se 6 discos, com espessura de 3 cm, 

nos pontos de PAP, 0, 25, 50, 75 e 100% do comprimento. 

O método utilizado foi o da imersão, baseado na variação 

do peso da amostra. Ou seja, logo após serem seccionados, 

os discos foram colocados, individualmente, em um recipiente 

com água previamente pesado (m 1 

) durante uma 

hora, para atingir o volume máximo saturado; em seguida, 

os recipientes com os cilindros imersos foram pesados (m 2 

). 

Posteriormente, os discos foram encaminhados para o Laboratório/Herbário 

Graziela Barroso (TEPB), onde foram 

secos em estufa, a 105ºC, até atingirem o peso constante 

para a determinação da massa seca (m 3 

). A densidade básica 

foi calculada conforme a Equação 2, na qual o volume 

do disco equivale ao volume da água deslocada, que, por 

sua vez, é igual à diferença de massa (m 2 

– m 1 

), considerando-se 

a densidade da água como um g/cm 3 (ABNT, 2003): 

m3 

D = (2) 

m −m 

2 1 

Em que: 

D = densidade básica da madeira (em kg.m 3 ); 

m 3 

= massa seca (em kg); 

m 2 

= massa do recipiente com água e disco imerso (em kg); 

m 1 

= massa do recipiente com água (em kg). 

A D da espécie foi obtida a partir da média aritmética 

dos valores de densidade dos seis discos das carnaúbas. 

O V foi calculado a partir da equação de volume do 

cilindro, admitindo que o estipe da carnaúba tivesse 

a forma cilíndrica. Partindo da Equação 3, chega-se à 

equação para obter o V da carnaúba. 

V = A x H(3) 

Em que: 

A = área do cilindro; 

H = altura do cilindro. 

A área do cilindro é dada conforme a Equação 4: 

A = πr 2 (4) 

Em que: 

r = raio da circunferência do cilindro. 

Pela equação da circunferência, tem-se a Equação 5: 

2 

2 2 2 2 C 

C= 2πr→ C = 4π 

r → r = (5) 

2 

4π 

Em que: 

C = perímetro da circunferência. 

Substituindo o valor r 2 (Equação 5) na equação da área 

do cilindro (Equação 4), temos a Equação 6: 

2 

C 

A A 

C 2 

= π 

2 

4π 

≡ = 4π 

(6) 

Utilizando estas equações (Equações 3 e 5), pode-se 

calcular o volume do estipe da carnaúba; conforme as 

variáveis levantadas, tem-se que o perímetro da circunferência 

(C) corresponde ao PAP do estipe da carnaúba 

em m e a H do cilindro corresponde à H do estipe em 

m. Substituindo essas variáveis na equação do volume 

(Equação 3) se obtém a equação de volume (em m) 

para o estipe da carnaúba (Equação 7): 

39 



V 

PAP 2 

= xH (7) 

4π 

Após a determinação da biomassa e das variáveis que 

a compõem, foi possível quantificar o EC das carnaúbas 

pela multiplicação da biomassa por 0,5, visto que 50% 

da biomassa correspondem ao EC, proposta esta elucidada 

pelos autores Pearson, Brown e Birdsey (2007). 

Análise dos dados 

Após a coleta, fez-se a análise estatística dos dados, usando 

o software Statistical Package for the Social Sciences (SPSS), 

da IBM, versão 20 para Windows. Realizou-se o teste t de 

Student, que compara médias entre dois grupos; com os 

Além disso, dos indivíduos abatidos para obtenção 

da densidade básica da espécie, foram recolhidas 

as folhas com pecíolos, contadas e pesadas ainda 

verdes (mv). Posteriormente, foram levadas ao 

TEPB, onde secaram em estufa a 105°C até atingirem 

a massa constante ou massa seca (ms) para 

calcular o EC, considerando que ele corresponde a 

50% da ms. 

resultados pode-se constatar se as diferenças observadas 

são significativas ou não para analisar se existe diferença 

significativa de EC das carnaúbas das duas áreas. Os testes 

foram realizados com a probabilidade de 5%. 

Nas áreas I e II foram contabilizadas 104 carnaúbas, sendo 

que a I apresentou menor número de indivíduos (29) e 

na II foram contados 75. Conforme a classificação de Reis 

Filho (2005), todas as carnaúbas encontravam-se em estádio 

adulto, sendo, assim, distribuídas nas seguintes subclasses: 

12 palmeiras novas (2,5 a 3,99 m), 44 médias (4,0 

a 6,99 m) e 48 velhas (acima de 7 m). 

A D foi de 0,562 kg.m -3 . Na Tabela 1 tem-se a estatística 

descritiva das seis carnaúbas que foram abatidas — 

são apresentados o desvio padrão e as médias das 

variáveis coletadas —, sendo que as da área I foram classificadas 

como palmeiras velhas, e as da área II, uma como 

velha e as outras duas como palmeiras médias. 


As folhas constituem um EC que é renovado anualmente 

pelo corte para extração de pó cerífero. Assim, 

essa atividade contribui para o sequestro e o EC. O total 

de carbono estocado nas folhas com pecíolos foi de 

14,63 kg ou 500 g.kg -1 , valor que se encontra acima do 

encontrado por Cunha et al. (2009) na espécie Attalea 

dúbia (Mart.) Burret (448 g.kg -1 ) e abaixo do resultado 

encontrado por Miranda et al. (2012) para a Euterpe 

oleraceae Mart. (885 g.kg -1 ). 

Quanto ao estoque total de carbono dos estipes, 

na área II quantificou-se em 4,72 kg, maior que na 

I (2,33 kg), e a soma do EC nas duas áreas foi de 7,05 kg. 

Entretanto, nas margens do rio as carnaúbas apresentam, 

em média, estoque maior de carbono, pois elas 

apresentam-se mais frondosas, altas e com maior número 

de folhas, diferenciando-se das que distam de 

fontes de água. Isso lhes confere maior EC. Na Tabela 2 

são apresentados o número de indivíduos, a média e o 

desvio padrão da H, do PAP e do EC. 

Tabela 1 – Médias das carnaúbas abatidas: número de folhas, altura e perímetro 

à altura do peito (em m), massa verde, massa seca e estoque de carbono das folhas (em kg). 

Variáveis Área I Desvio padrão Área II Desvio padrão 

N 32 6,028 21 12,503 

H 8,98 2,374 5,76 1,250 

PAP 0,64 0,059 0,73 0,069 

mv 15,90 4,140 7,13 7,132 

ms 6,85 1,727 2,90 3,019 

EC 3,42 0,863 1,45 1,510 

N: número de indivíduos; H: altura; PAP: perímetro à altura do peito; mv: massa verde; ms: massa seca; EC: estoque de carbono. 

40 



Observa-se de imediato que, pelos valores das tabelas, 

as folhas estocam mais carbono que o estipe da 

carnaúba. Contudo, faz-se a ressalva de que o método 

usado para calcular o EC do estipe não foi o mesmo 

adotado para calcular o carbono das folhas, o que justifica 

a disparidade entre os dois resultados. 

Estendendo o resultado do EC da Tabela 2 para 1 ha, 

quantificou-se o EC em 14,71 kg.ha -1 . As comparações 

desse resultado que poderiam ser feitas usando resultados 

de outros estudos ficam limitadas, pois não há 

pesquisas sobre a carnaúba semelhantes a esta. Contudo, 

com os resultados já obtidos para a família Arecaceae, 

à qual a carnaúba pertence, dentre os quais se 

pode citar o de Ribeiro et al. (2009), que citam a Euterpe 

edulis Mart. com um EC de 1,275 t.ha -1 ; o de Pessoa et al. 

(2012), que concluíram em sua pesquisa que 18 indivíduos 

da família Arecaceae estocam carbono em 1.879 

kg.ano -1 ; e o de Miranda et al. (2012), que encontraram 

a média de 3,873 kg de carbono estocado no fuste de 18 

indivíduos da espécie Euterpe oleraceae Mart. no município 

de Breves, Pará. Como as espécies são distintas, os 

resultados são, obviamente, diferentes; some-se a isso 

o fato de que essas pesquisas utilizaram métodos diversificados, 

ainda que não destrutivos, o que justifica os 

resultados serem tão díspares. 

Vale ressaltar que o EC por área depende, além das 

características físicas, da quantidade de indivíduos da 

espécie que se encontram na amostra. No caso da carnaúba, 

é possível encontrar áreas bastante populosas 

ou não. No local onde foi realizado o estudo as carnaúbas 

estão um pouco mais dispersas, o que explica o 

pequeno estoque encontrado em relação aos estudos 

realizados com espécies da mesma família. 

Embora a carnaúba tenha crescimento lento, pode, segundo 

Lorenzi et al. (2010), chegar a 15 m de altura. 

Além disso, conforme Reis et al. (2011), ela se desenvolve 

melhor estando exposta ao sol, especialmente 

as mudas, o que ajuda no processo de fotossíntese e, 

consequentemente, no sequestro de CO 2 

. O experimento 

realizado por Arruda e Calbo (2004) confirmou 

que carnaúbas situadas em áreas alagadas apresentam 

maiores concentrações de CO 2 

e diminuição de O 2 

nas 

raízes, porém essa exposição reduz o processo de fotossíntese 

e de condutância estomática, o que não implica 

ser prejudicial às plantas, pois apresentam tolerância 

a tal condição. E, também, é no período chuvoso 

que elas mais emitem folhas, conforme Ferreira (2009). 

Quanto à exploração do carnaubal para extração de pó 

cerífero, ela pode ser prejudicial à planta se ocorrer de 

forma intensa (acima de 50%) e mensal (VIEIRA; OLI- 

VEIRA; LOIOLA, 2016), visto que reduz a produção de 

folhas, afetando a estrutura foliar e causando de perda 

de energia. Porém, Ferreira, Nunes e Gomes (2013) recomendam, 

para os extrativistas, fazer um único corte 

anual das folhas, pois resulta em rendimento maior. 

Pode-se inferir que essa extração anual das folhas 

constitui renovação do EC. No entanto, recomenda-se 

o manejo adequado no que concerne não só a preservar 

o mangará, como também a retirar das proximidades 

espécies que causam a morte da carnaúba — como 

o popular “mato-de-leite” no Piauí, mais conhecido 

como “boca-de-leão” no Ceará. 

Tabela 2 – Número de indivíduos, desvio padrão e média das variáveis coletadas 

(altura e perímetro à altura do peito em m) e quantificada (estoque de carbono em kg) das carnaúbas nas áreas I e II. 

Área N Variáveis Média Desvio padrão 

I 29 

II 75 

H 6,9838 2,4779 

PAP 0,7197 0,0911 

EC 0,0802* 0,0282 

H 6,0707 1,6082 

PAP 0,6724 0,1023 

EC 0,0630* 0,0253 

N: número de indivíduos; H: altura; PAP: perímetro à altura do peito; EC: estoque de carbono; *médias diferentes entre si pelo teste t de Student 

a 5% de significância. 

41 



Além disso, não se deve esquecer de que o sequestro 

de CO 2 

é realizado pelas folhas, o que permite dizer que 

a retirada total das folhas, mesmo preservando o mangará, 

reduz essa função da carnaubeira. Outra sugestão 

é de que não sejam retiradas todas as folhas para que 

não haja redução drástica de sequestro de CO 2 

por ela, 

pois causa danos à planta. 

Com esses resultados, pretende-se que a carnaúba 

seja conservada em função do seu valor econômico, 

como destacado por Gomes, Cerqueira e Carvalho 

(2009), bem como pelos benefícios ambientais que 

oferece. Assim, reforça-se a importância do manejo 

sustentável, que promove, como já destacado por Watzlawick 

et al. (2012), benefícios ambientais e socioeconômicos, 

além de contribuir para a recomposição de 

áreas degradadas; além disso, os extrativistas podem 

ser beneficiados com projetos que visam à sustentabilidade 

da atividade extrativa. 

No âmbito da conservação e sustentabilidade da carnaúba, 

destaca-se a Câmara Setorial da Carnaúba, 

que publicou, em 2009, um manual contendo instruções 

para o manejo da espécie (CÂMARA SETORIAL DA 

CARNAÚBA, 2009). Posteriormente, o Ministério da 

Agricultura, Pecuária e Abastecimento (MAPA) lançou 

um caderno de boas práticas para o extrativismo sustentável 

orgânico da carnaúba com o objetivo de estabelecer 

um protocolo mínimo que promovesse o manejo 

consciente da atividade extrativista, respeitando o 

meio ambiente, a cultura e a dinâmica das populações 

envolvidas (BRASIL, 2014). 

Gomes, Cerqueira e Carvalho (2009) veem que o benefício 

privado da exploração econômica da carnaúba pode 

contribuir para a preservação da espécie, exatamente 

pela geração de lucros e ocupações rurais. Conforme os 

autores, isso a torna um recurso natural primordial no 

âmbito da política ambiental. Ou seja, a partir de seu valor 

socioeconômico, órgãos públicos e privados podem 

adotar em suas políticas contrapartidas que favoreçam 

a conservação da espécie, lembrando que a política de 

crédito às atividades produtivas tem um papel fundamental 

no incentivo à conservação. 

A carnaúba presta o serviço ecossistêmico de regulação 

climática por meio do sequestro e EC. O estudo 

quantificou o EC presente no estipe e nas folhas da 

espécie. Como foram utilizadas carnaúbas situadas em 

áreas distintas, verificou-se, estatisticamente, que elas 

têm EC diferente entre si, conforme resultado do teste 

t de Student. Concluindo, na área em que a carnaúba 

aparece associada com mais espécies vegetais e às 

margens do rio há maior EC. Além disso, constatou-se 

que a carnaúba tem maior EC nas folhas que a espécie 

Attalea dubia (Mart.) Burret. 

CONCLUSÕES 

AGRADECIMENTOS 

Ao Professor Dr. José Machado Moita Neto, o auxílio com a estatística. 

Diante do contexto das discussões sobre alterações climáticas, 

deve-se incentivar a conservação da carnaúba 

não só pelo valor socioeconômico, mas também por 

prestar o serviço ecossistêmico de estocar carbono. 

Esse tema tem ganhado relevância no meio acadêmico 

e na implantação de políticas públicas, como, por 

exemplo, o pagamento por esse serviço. Portanto, um 

meio para se conservar a espécie é a utilização de políticas 

que englobam e prezam pela sustentabilidade da 

atividade extrativa, e que tenham como paradigma o 

manejo sustentável. 

Esta pesquisa contribui com a literatura no que concerne 

à quantificação do EC para a espécie Copernicia 

prunifera (Mill) H. E. More, visto que inexistem estudos 

semelhantes para a carnaúba; some-se a isso o fato de 

ser uma pesquisa interdisciplinar que agrega conhecimentos 

da Ciência Florestal com a Economia Ecológica. 

Ressalta-se que o presente artigo não esgota o 

tema, pois deixa margem para realização de pesquisas, 

por exemplo, para usar um método distinto e, assim, 

poder fazer comparação e tirar novas conclusões. 

42 



REFERÊNCIAS 

ALMEIDA, F. Os desafios da sustentabilidade: uma ruptura urgente. Rio de Janeiro: Elsevier, 2007. p. 11-58. 

ARAÚJO, D. R.; SILVA, P. C. M.; DIAS, N. S.; LIRA, D. L.-A. C. Estudo da área de preservação permanente do Rio Mossoró no 

sítio urbano de Mossoró-RN por meio de técnicas de geoprocessamento. Revista Caatinga, v. 25, n. 2, p. 177-183, 2012. 

ARAÚJO, L. H.; SILVA, R. A. R.; DANTAS, E. X.; SOUSA, R. F.; VIEIRA, F. A. Germinação de sementes da Copernicia prunifera: 

biometria, pré-embebição e estabelecimento de Mudas. Enciclopédia Biosfera, v. 9, n. 17, 2013. 

ARRUDA, G. M. T.; CALBO, M. E. R. Efeitos da inundação no crescimento, trocas gasosas e porosidade radicular da 

carnaúba (Copernicia prunifera (Mill.) H. E. Moore). Acta Botânica Brasílica, v. 18, n. 2, p. 219-224, 2004. http://dx.doi. 

org/10.1590/S0102-33062004000200002 

ASSOCIAÇÃO BRASILEIRA DE NORMAS TÉCNICAS (ABNT). NBR 11941: Madeira - determinação da densidade básica. 

Rio de Janeiro: ABNT, 2003. 

BARROS, J. S.; FARIAS, R. R. S.; CASTRO, A. A. J. F. Compartimentação geoambiental no Complexo de Campo Maior, Piauí: 

caracterização de um mosaico de ecótonos. In: CASTRO, A. A. J. F.; ARZABE, C.; CASTRO, N. M. C. F. Biodiversidade e 

ecótonos da região setentrional do Piauí. Teresina: EDUFPI, 2010. (Série Desenvolvimento e Meio Ambiente, 5.) p. 25-43. 

BRASIL. Ministério da Agricultura, Pecuária e Abastecimento. Secretaria de Desenvolvimento Agropecuário e 

Cooperativismo. Caderno de Boas Práticas para o Extrativismo Sustentável Orgânico da Carnaúba. Brasília: MAPA/ACS, 

2014. (Cadernos de Boas Práticas para o Extrativismo Sustentável Orgânico.) 

BREUGEL, M. V.; RANSIJN, J.; CRAVEN, D.; BONGERS, F.; HALL, J. S. Estimating carbon stock in secondary forests: decisions 

and uncertainties associated with allometric biomass models. Forest Ecologyand Management, v. 262, p. 1648-1657, 

2011. https://doi.org/10.1016/j.foreco.2011.07.018 

CÂMARA SETORIAL DA CARNAÚBA. A carnaúba: preservação e sustentabilidade. Fortaleza: Câmara Setorial da 

Carnaúba, 2009. 

CHAVAN, B. L.; RASAL, G. B. Sequestered standing carbon stock in selective tree species grown in University campus at 

Aurangabad, Maharashtra, India. International Journal of Engineering Science and Tecnology, v. 2, p. 3003-3007, 2010. 

COSTA, V. L. S.; GOMES, J. M. A. Crédito e conservação ambiental no extrativismo da carnaúba (Copernicia prunifera 

(Mill.) H. E. Moore) no nordeste brasileiro no período de 2007 a 2012. Interações, v. 17, n. 1, p. 4-14, 2016. http:// 

dx.doi.org/10.20435/1518-70122016101 

COSTANZA, R.; D’ARGE, R.; GROOT, R.; FARBER, S.; GRASSO, M.; HANNON, B.; LIMBURG, K.; NAEEM, S.; O’NEILL, R. V.; 

PARUELO, J.; RASKIN, R. G.; SUTTON, P.; BELT, M. V. D. The value of the world’s ecosystem services and natural capital. 

Nature, v. 387, p. 253-260, 1997. DOI: 10.1038/387253a0 

CUNHA, G. M.; GAMA-RODRIGUES, A. C.; GAMA-RODRIGUES, E. F.; VELLOSO, A. C. X. Biomassa e estoque de carbono e 

nutrientes em florestas montanas da Mata Atlântica na região norte do estado do Rio de Janeiro. Revista Brasileira de 

Ciência do Solo, n. 33, p. 1175-1185, 2009. http://dx.doi.org/10.1590/S0100-06832009000500011 

FERREIRA, C. S. Comportamento de populações de carnaubeira em diferentes estádios de desenvolvimento no município 

de União–Piauí. 60 f. Dissertação. (Mestrado em Agronomia)–Universidade Federal do Piauí, Teresina, 2009. 

FERREIRA, C. S.; NUNES, J. A. R.; GOMES, R. L. F. Manejo de corte das folhas de Copernicia prunifera (Miller) H. H. Moore 

no Piauí. Revista Caatinga, v. 26, n. 2, p. 25-30, 2013. 

43 



GOMES, J. M. A.; CERQUEIRA, E. B.; CARVALHO, J. N. F. Custos e benefícios da preservação dos carnaubais nativos 

nordestinos. In: CONGRESSO DA SOCIEDADE BRASILEIRA DE ECONOMIA, ADMINISTRAÇÃO E SOCIOLOGIA RURAL, 47., 

2009, Porto Alegre. Anais... Porto Alegre, 2009, p. 1-20. 

GOMES, J. M. A.; NASCIMENTO, W. L. Visão sistêmica da cadeia produtiva da carnaúba. In: GOMES, J. M. A.; SANTOS, K. 

B.; SILVA, M. S. (Orgs.). Cadeia produtiva da cera de carnaúba: diagnóstico e cenário. Teresina: EDUFPI, 2006. p. 23-34. 

HOLANDA, S. J. R. Efeito da salinidade induzida no desenvolvimento e crescimento inicial de carnaúba (Copernicia 

prunifera (Miller) H. E. Moore): suporte a estratégias de restauração em áreas salinizadas. 75 f. Dissertação (Mestrado 

em Desenvolvimento e Meio Ambiente)–Universidade Federal do Ceará, Fortaleza, 2006. 

ISBELL, F.; CALCAGNO, V.; HECTOR, A.; CONNOLLY, J.; HARPOLE, W. S.; REICH, P. B.; SCHERER-LORENZEN, M.; SCHMID, 

B.; TILMAN, D.; RUIJVEN, J. V.; WEIGELT, A.; WILSEY, B. J.; ZAVALETA, E. S.; LOREAU, M. High plant diversity is needed to 

maintain ecosystem services. Nature, v. 477, p. 199-203, 2011. DOI: 10.1038/nature10282 

LIMA, A. S.; ARAÚJO, J. L. L. Geoambientes e as atividades agropecuárias consorciadas e associadas nas áreas dos 

carnaubais. In: GOMES, J. M. A.; SANTOS, K. B.; SILVA, M. S. (Orgs.). Cadeia produtiva da cera de carnaúba: diagnóstico 

e cenários. Teresina: EDUFPI, 2006. p. 35-47. 

LORENZI, H. (Org.). Flora brasileira – Arecaceae (palmeiras). Nova Odessa: Plantarum, 2010. 384 p. 

MILLENNIUM ECOSYSTEM ASSESSMENT (MEA). Living beyond our means: natural assets and human well-being. 

Statement from the Board, 2005. 

MIRANDA, D. L. C.; SANQUETTA, C. R.; COSTA, L. G. S.; CORTE, A. P. D. Biomassa e Carbono em Euterpe oleracea Mart., 

na Ilha do Marajó – PA. Floresta e Ambiente, v. 19, n. 3, p. 336-343, 2012. DOI: 10.4322/floram.2012.039 

MISSANJO, E.; KAMANGA-THOLE, G. Estimation of biomass and carbon stock for Miombo Woodland in Dzalanyama 

Forest reserve, Malawi. Research Journal of Agriculture and Forestry Science, v. 3, p. 7-12, 2015. 

MORAES, J. L. A. Pagamento por Serviços Ambientais (PSA) como instrumento de política de desenvolvimento 

sustentável dos territórios rurais: O Projeto Protetor Das Águas de Vera Cruz, RS. Sustentabilidade em Debate, v. 3, n. 1, 

p. 43-56, 2012. http://dx.doi.org/10.18472/SustDeb.v3n1.2012.7196 

MOTTA, R. S. Manual para valoração econômica de recursos ambientais. Rio de Janeiro: IPEA/MMA/PNUD/CNPq, 1997. 

______. Valoração e precificação dos recursos ambientais para uma economia verde. Economia Verde, n. 8, p. 179-190, 2011. 

PEARSON, T. R. H.; BROWN, S.; BIRDSEY, R. A. Measurement guidelines for the sequestration of forest carbon. United 

States: Department of Agriculture, 2007. 

PESSOA, S. G.; BARBOSA, I. A.; KEUNECKE, L. F.; GOMES, D. A.; COCCO, M. L.; MACENA, D. R. Sequestro florestal de CO 2 

em clube campestre: opção para compensação de emissões de frota de ônibus urbano. Revista em Agronegócios e 

Meio Ambiente, v. 5, n. 1, p. 205-224, 2012. 

RATUCHNE, L. C.; BRUSTOLIM, J. C.; KOEHLER, H. S.; WATZLAWICK, L. F.; SANQUETTA, C. R.; SCHAMNE, P. A. Quantificação 

de carbono florestal em povoamentos de Araucaria angustifolia no sudoeste do estado do Paraná. Ambiência, v. 11, n. 

2, p. 321-335, 2015. DOI: 10.5935/ambiencia.2015.02.04 

REIS FILHO, A. A. (Org.). Projeto Carnaupi: Mapeamento espacial e zoneamento de carnaúba no Piauí – relatório. 

Teresina: EDUFPI, 2005. 

REIS, R. G. E.; BEZERRA, A. M. E.; GONÇALVES, N. R.; PEREIRA, M. S.; FREITAS, J. B. S. Biometria e efeito da temperatura e 

tamanho das sementes na protrusão do pecíolo cotiledonar de carnaúba. Ciência Agronômica, v. 41, n. 1, p. 81-86, 2010. 

44 



REIS, R. G. E.; PEREIRA, M. S.; GONÇALVES, N. R.; PEREIRA, D. S.; BEZERRA, A. M. E. Emergência e qualidade de mudas 

de Copernicia prunifera em função da embebição das sementes e sombreamento. Revista Caatinga, v. 24, n. 4, p. 43- 

49, 2011. 

RIBEIRO, S. C.; JACOVINE, L. A. G.; SOARES, C. P. B.; MARTINS, S. V.; SOUZA, A. L.; NARDELLI, A. M. B. Quantificação de 

biomassa e estimativa de estoque de carbono em uma floresta madura no município de Viçosa, Minas Gerais. Revista 

Árvore, v. 33, n. 5, p. 917-926, 2009. http://dx.doi.org/10.1590/S0100-67622009000500014 

ROCHA, G. P.; FERNANDES, L. A.; CABACINHA, C. D.; LOPES, I. D. P.; RIBEIRO, J. M.; FRAZÃO, L. A.; SAMPAIO, R. A. 

Caracterização e estoques de carbono de sistemas agroflorestais no Cerrado de Minas Gerais. Ciência Rural, v. 44, n. 7, 

p. 1197-1203, 2014. http://dx.doi.org/10.1590/0103-8478cr20130804 

SILVA, H. F.; RIBEIRO, S. C.; BOTELHO, S. A.; FARIA, R. A. V. B.; TEIXEIRA, M. B. R.; MELLO, J. M. Estimativa do estoque de 

carbono por métodos indiretos em área de restauração florestal em Minas Gerais. Scientia Forestais, v. 43, n. 108, p. 

943-953, 2015. DOI: 10.18671/scifor.v43n108.18 

SILVA, N.; LUCENA, R. F. P.; LIMA, J. R. F.; LIMA, G. D. S.; CARVALHO, T. K. N.; SOUSA JÚNIOR, S. P.; ALVES, C. A. B. 

Conhecimento e uso da vegetação nativa da caatinga em uma comunidade rural da Paraíba, Nordeste do Brasil. Boletim 

do Museu de Biologia Mello Leitão, v. 34, 2014. 

SILVA, R. A. R.; ROCHA, T. G. F.; MARINHO, A. A.; FARJADO, C. G.; VIEIRA, F. A. Etnoecologia e etnobotânica da palmeira 

carnaúba (Copernicia prunifera (Mill.) H. E. Moore) no semi-árido do vale do Rio Açu, RN. In: CONGRESSO DE ECOLOGIA 

DO BRASIL, 10., 2011, São Lourenço. Anais... São Lourenço, 2011. p. 1-2. 

SOUSA, R. F.; SILVA, R. A. R.; ROCHA, T. G. F.; SANTANA, J. A. S.; VIEIRA, F. A. Etnoecologia e etnobotânica da palmeira carnaúba 

no semiárido brasileiro. Cerne, v. 21, n. 4, p. 587-594, 2015. http://dx.doi.org/10.1590/01047760201521041764 

VIEIRA, I. R.; OLIVEIRA, J. S.; LOIOLA, M. I. B. Effects of harvesting on leaf production and reproductive performance of 

Copernicia prunifera (Mill.) H.E. Moore. Revista Árvore, v. 40, n. 1, p. 117-123, 2016. http://dx.doi.org/10.1590/0100- 

67622016000100013 

WATZLAWICK, L. F.; CALDEIRA, M. V. W.; VIERA, M.; SCHUMACHER, M. V.; GODINHO, T. O.; BALBINOT, R. Estoque de 

biomassa e carbono na Floresta Ombrófila Mista Montana Paraná. Scientia Forestalis, v. 40, n. 95, p. 353-362, 2012. 



45 


DOI: 10.5327/Z2176-947820180210 

MUDANÇAS CLIMÁTICAS E O SETOR HIDROELÉTRICO 

BRASILEIRO: UMA ANÁLISE COM BASE EM MODELOS DO IPCC-AR5 

CLIMATE CHANGE AND BRAZILIAN HYDROPOWER SECTOR: 

AN ANALYSIS BASED ON GLOBAL MODELS FROM IPCC-AR5 

Cleiton da Silva Silveira 

Professor adjunto do Instituto de 

Engenharia e Desenvolvimento 

Sustentável, Universidade da 

Integração Internacional da 

Lusofonia Afro-brasileira (UNILAB) – 

Redenção (CE), Brasil. 

Francisco de Assis 

Souza Filho 

Professor adjunto do Departamento 

de Engenharia Hidráulica e 

Ambiental (DEHA), Universidade 

Federal do Ceará (UFC) – 

Fortaleza (CE), Brasil. 

Francisco das Chagas 

Vasconcelos Júnior 

Pesquisador, Fundação Cearense de 

Meteorologia e Recursos Hídricos 

(FUNCEME) – Fortaleza (CE), Brasil. 

Luiz Martins de 

Araújo Júnior 

Doutorando em Engenharia Civil, 

UFC – Fortaleza (CE), Brasil. 

Samuellson Lopes Cabral 

Tecnologista, Centro Nacional 

de Monitoramento e Alertas de 

Desastres Naturais (CEMADEN) – 

São José dos Campos (SP), Brasil. 


Cleiton da Silva Silveira – 

Avenida da Abolição, 3 – Centro – 

CEP 62790‐000 – Redenção (CE), Brasil – 

E-mail: cleitonsilveira@unilab.edu.br 

Recebido: 29/11/2016 

Aceito: 30/11/2017 

RESUMO 

O objetivo deste trabalho foi analisar o impacto das mudanças climáticas nas 

vazões dos postos do setor elétrico brasileiro utilizando seis modelos globais 

do Intergovernmental Panel on Climate Change — Fifth Assessment Report 

(IPCC-AR5) para os cenários RCP4.5 e RCP8.5 no período de 2011 a 2098. 

As vazões de 21 postos representativos do Operador Nacional do Sistema 

(ONS) do Sistema Interligado Nacional (SIN) foram geradas por meio do 

modelo hidrológico Soil Moisture Account Procedure (SMAP), enquanto as 

vazões dos demais postos que compõem o SIN foram obtidas por regressões 

lineares. Foram analisadas as anomalias das vazões médias anuais e a 

tendência no período de 2011 a 2098. Os modelos do IPCC-AR5 mostraram 

que há maior possibilidade de redução nas vazões anuais na maior parte 

do Brasil, exceto para a Região Sul, onde os modelos mostram aumentos 

superiores a 5% no período de 2040 a 2069. 

Palavras-chave: vazão; setor hidroelétrico brasileiro; mudanças climáticas. 

ABSTRACT 

The objective of this study was to assess the climate change impacts on the 

annual streamflows of the brazilian hydropower sector by using six global 

models from Intergovernmental Panel on Climate Change — Fifth Assessment 

Report (IPCC-AR5) for RCP4.5 and RCP8.5 scenarios from 2011 and 2098. 

Streamflow from 21 relevant National Electric System Operator (ONS) 

stations from National Interconnected System (NIS) were generated through 

the hydrological model Soil Moisture Account Procedure (SMAP), while the 

streamflow from other stations that compose the NIS were obtained by linear 

regression. Annual mean streamflow anomalies and trend were analyzed in 

the period from 2011 to 2098. The IPCC-AR5 models showed that there is 

a greater possibility of reduction in annual streamflows in most of Brazil, 

except for the southern, where the models showed increases more than 5% 

during 2040–2069. 

Keywords: streamflow; hydropower sector; climate change. 

46 


Mudanças climáticas e o setor hidroelétrico brasileiro: uma análise com base em modelos do IPCC-AR5 

As mudanças climáticas podem produzir grandes impactos 

sobre os recursos hídricos. É possível que o 

aumento da temperatura média global observado nas 

últimas décadas cause alterações no ciclo hidrológico, 

por meio de modificações dos padrões de precipitação 

e evapotranspiração capazes de impactar diretamente 

a umidade do solo, a reserva subterrânea e a geração 

do escoamento superficial (BATES et al., 2008). 

Esses aspectos, associados ao aumento da demanda 

por água, estão projetados para as próximas décadas, 

principalmente em razão do crescimento populacional 

e do aumento da riqueza; regionalmente, poderão 

exercer grande pressão nos hidrossistemas brasileiros. 

O Painel Intergovernamental sobre Mudança do Clima 

(IPCC) garante que mudanças climáticas impõem uma 

grande ameaça ao desenvolvimento sustentável, por 

afetar de forma direta e indireta grande parte da população, 

sua saúde, os recursos hídricos, as infraestruturas 

urbana e rural, as zonas costeiras, as florestas e 

a biodiversidade, bem como os setores econômicos — 

como agricultura, pesca, produção florestal, geração 

de energia, indústrias — e suas cadeias (CHIEW et al., 

2009). O IPCC aponta impactos de grande magnitude 

sobre a América do Sul, especialmente quanto a recursos 

hídricos e setores econômicos relacionados, 

impondo a necessidade de formular medidas de adaptação, 

com vistas a gerenciar riscos climáticos. Dessa 

forma, torna-se fundamental a elaboração de subsídios 

ao planejamento nacional de longo prazo que incorporem 

a mudança do clima. 

A matriz energética brasileira é basicamente constituída 

por energias consideradas limpas, principalmente 

provenientes de hidroelétricas, extremamente dependente 

do regime de vazões nos rios em que estão localizados 

os empreendimentos. Qualquer modificação 

nos padrões do ciclo hidrológico pode representar impactos 

significativos na geração de energia, tornando o 

sistema mais vulnerável (PRADO JR. et al., 2016; SOITO; 

FREITAS, 2011). 

A variação do escoamento nos rios é influenciada por 

diversos fatores, entre os quais se destacam a precipitação 

ocorrida na bacia de contribuição e as mudanças 

no uso e na ocupação do solo. Portanto, a geração de 

hidroeletricidade no Brasil exige uma análise sobre o 

regime fluvial e seus padrões de variação temporal, 

INTRODUÇÃO 

dado o significativo impacto que essas variações podem 

produzir na oferta de energia e, consequentemente, 

em toda a economia brasileira (ALVES et al., 

2013). Diante disso, existe uma demanda pelo Estado 

e pelas empresas privadas por informações climáticas 

para tomada de decisão a nível regional/local de médio 

e longo prazos. Informações de variabilidade e mudanças 

climáticas de qualidade podem tornar o planejamento 

energético mais eficaz e minimizar os potenciais 

impactos acerca da disponibilidade desse recurso 

(BANCO MUNDIAL, 2010). 

As mudanças e a variabilidade climáticas têm sido 

alvo de discussões e pesquisas científicas em todo 

o mundo, com vistas ao entendimento de sua ocorrência 

(IPCC, 2007a; 2007b; NOBRE, 2005; SILVEIRA 

et al.,2013a; 2013b; 2013c; SILVEIRA et al., 2012; SOU- 

ZA FILHO, 2003; MARENGO; SOARES, 2005; MARENGO; 

VALVERDE, 2007;ARNEEL, 2004; VAN VILET et al., 2012; 

VAN VILET et al., 2016). Os impactos no escoamento 

de água superficial e na recarga de água subterrânea 

variam dependendo da região e do cenário climático 

considerado (IPCC, 2014), mas relacionam-se, principalmente, 

com as alterações projetadas para a precipitação 

(IPCC, 2001; KROL et al., 2006). 

Muitos estudos foram realizados com o objetivo de 

verificar o impacto da mudança do clima nos recursos 

hídricos da América do Sul. Milly et al. (2005) afirmam 

que há concordância nas projeções para a metade do 

século XXI, mostrando aumento de vazão sobre a Bacia 

do Paraná-Prata e redução nas bacias do leste da 

Amazônia e do Nordeste do Brasil, baseados em modelos 

do IPCC-AR4 (quarto relatório do Painel Intergovernamental 

de Mudanças Climáticas) no cenário A1B. 

Tomasella et al. (2009) acoplaram um modelo hidrológico 

para grandes bacias a um modelo regional climático 

forçado com modelo global HadCM3 para o cenário 

A1B do IPCC-AR4. Esse modelo regional climático revelou 

projeções de redução de 30% na vazão mensal sobre 

a Bacia do Rio Tocantins, indicando que maiores reduções 

podem ocorrer durante o período de estiagem. 

Silveira et al. (2014) analisaram o impacto nas vazões 

nas bacias do sistema elétrico brasileiro com base em 

projeções dos modelos globais do IPCC-AR4, forçando 

modelos hidrológicos chuva-vazão para os cenários 

A1B, B2 e A2. Os resultados mostraram grande divergência 

nos valores das vazões anuais para o Nordeste 

47 


Silveira C.S. et al. 

do Brasil, especialmente na Bacia do Xingó, associada 

a reduções nas vazões no Setor Sudeste do país, em 

torno de 5% em Furnas. 

Van Vilet et al. (2012) e Van Vilet et al.(2016) mostram 

que sistemas hidrotérmicos são muito vulneráveis às mudanças 

climáticas, destacam a dependência daenergia 

gerada por hidroelétricas em relação à disponibilidade de 

água e sinalizam que o aquecimento global pode afetar o 

resfriamento da água das termoelétricas, diminuindo sua 

eficiência. Os autores afiançam que é necessário um planejamento 

energético com enfoque mais forte na adaptação 

do setor elétrico, além de mitigação de impactos, 

recomendando que ações sejam tomadas para prover a 

segurança hídrica e energética nas próximas décadas. 

Sistemas energéticos como o brasileiro estão sujeitos 

a impactos advindos da variabilidade e das mudanças 

no clima, tanto na produção de energia, em suas diversas 

formas, quanto no seu consumo — visto que o 

planejamento e a geração eletroenergética do Sistema 

Interligado Nacional (SIN) apresentam correlação com 

os estoques de água existentes nos reservatórios das 

usinas hidrelétricas e das suas afluências. Sobretudo, 

em períodos críticos, com reservatórios com baixos 

volumes, são acionadas termoelétricas de emergência 

para suprir a demanda energética do país. As térmicas 

no Brasil acabam por funcionar como reservatórios 

virtuais ao proporcionar segurança de abastecimento 

quando os reservatórios estão vazios e ao aliviar a necessidade 

de estocar água para lidar com a incerteza 

das afluências. 

As mudanças climáticas representam um desafio para 

a gestão de recursos hídricos e energéticos do Brasil. 

Prado Jr. et al. (2016) reforçam que a política de crescimento 

energético do país precisa ser revista em busca 

de garantir a segurança energética a longo prazo perante 

as mudanças climáticas e sugerem que esforços 

precisam ser concentrados em melhoria da eficiência 

energética, além de investimentos em energia eólica e 

solar. Prado Jr.et al. (2016) destacam ainda que, para 

garantir o crescimento econômico do país, é necessária 

a construção de alguns empreendimentos hidroelétricos, 

entretanto ressaltam que alguns, especialmente 

na Região Norte do país, precisam ser cancelados ou 

adiados, para evitar e/ou minimizar danos socioeconômicos 

e ambientais na região. 

Diante disso, o objetivo deste trabalho foi analisar o 

impacto das mudanças climáticas nas vazões dos postos 

do setor elétrico brasileiro utilizando seis modelos 

do IPCC-AR5 para os cenários RCP4.5 e RCP8.5 no período 

de 2011 a 2098. 

Esta seção mostra os cenários do IPCC-AR5 utilizados, 

além dos procedimentos para a obtenção das vazões 

para os aproveitamentos hidroelétricos do SIN. 

METODOLOGIA 

• A primeira etapa consiste em escolher as bacias representativas 

que contemplam espacialmente a 

maior parte do SIN. Conforme esse critério, foram selecionadas 

21 bacias, dispostas como a Figura 1. Em 

seguida, são selecionados os dados de estações do 

Instituto Nacional de Meteorologia (INMET) no período 

de 1992 a 2007 (precipitação, insolação, temperatura, 

umidade), para calibração dos parâmetros 

do modelo hidrológico Soil Moisture Accounting Procedure 

(SMAP) (LOPES et al., 1981). Para tanto, é utilizado 

um procedimento de otimização objetivo com 

base no coeficiente de Nash-Sutcliffe, ao comparar a 

série de vazões obtidas pelo SMAP com a série disponibilizada 

pelo Operador Nacional do Sistema (ONS). 

Mais detalhes sobre o modelo SMAP podem ser encontrados 

no subtópico “Modelo hidrológico”; 

A metodologia de obtenção das vazões divide-se, basicamente, 

em cinco etapas: 

• A segunda etapa fundamenta-se na obtenção das precipitações 

dos modelos globais do IPCC-AR5 para os 

cenários Historical, RCP4.5 e RCP8.5 para 21 bacias de 

interesse, conforme a Figura 1, para posterior correção 

estatística para remoção de viés usando a função de 

distribuição gama. Essa correção utilizou como base 

de dados de precipitação mensal o Climate Research 

Unit (CRU) (NEW et al.,2002). Para período histórico, 

usou-se a série mensal de 1950 a 1999, enquanto para 

as projeções se utilizoua série de 2010 a 2098. Mais 

detalhes sobre os modelos globais empregados estão 

no subtópico “Modelos do IPCC-AR5”; 

• A terceira etapa pauta-se em obter as evapotranspirações 

potenciais por meio dos modelos globais 

do IPCC-AR5 para os cenários Historical, RCP4.5 

48 



e RCP8.5, usando o método de Pennan-Motheih 

( ALLEN et al., 1998). Para tanto, são usadas como 

dados de entrada as temperaturas máxima, mínima 

e média dos modelos globais do IPCC-AR5; 

• Na quarta etapa, obtêm-se as vazões usando modelo 

hidrológico SMAP (LOPES et al., 1981; SOUZA 

FILHO; PORTO, 2003) em 21 postos, tendo como 

dados de entrada as evapotranspirações estimadas 

e as precipitações com viés removido; 

• A quinta etapa consiste em obter as vazões estimadas 

com base nos dados dos modelos globais 

para os postos que não possuem o modelo hidrológico 

calibrado.Para isso, são utilizadas regressões 

mensais a partir dos postos que possuem o 

SMAP calibrado. 

Para realizar esse procedimento, são utilizadas as séries 

mensais de vazões naturalizadas disponibilizadas pelo ONS 

no período de 1931 a 2009. As séries de vazões do ONS 

são divididas em dois grupos: um com 21 postos e outro 

com 167, sendo a vazão mensal dos 21 postos usada como 

preditora da vazão dos demais postos. Logo, obtêm-se os 

parâmetros da regressão dos 167 postos usando stepwise. 

Com as vazões dos modelos globais do IPCC-AR5 estimadas 

pelo SMAP para as 21 bacias e com os parâmetros 

gerados para os outros 167 postos, são estimadas 

as vazões dos 188 postos que compõem o SIN. 

10 

5 

0 

-5 

Latude 

-10 

-15 

-20 

-25 

-30 

-35 

-75 

1 – Furnas 

2 – Água Vermelha 

3 – Emborcação 

4 – Nova Ponte 

5 – Itumbiara 

6 – São Simão 

7 – Rosana 

8 – Itá 

9 – Dona Francisca 

10 –Santa Cecília 

11 – Três Marias 

12 – Sobradinho 

13 – Xingó 

14 – Salto Caxias 

15 – Nova Avanhandava 

16 – Porto Primavera 

17 – Itaipu 

18 –Serra da Mesa 

19 – Lajeado 

20 – Tucuruí 

21 – Santo Antônio 

-70 -65 -60 -55 -50 -45 -40 -35 -30 

Longitude 

Figura 1 – Aproveitamentos hidroelétricos do Sistema Interligado Nacional. Os postos numerados 

representam aqueles que foram gerados a partir do uso do modelo hidrológico, enquanto os demais 

representam os postos cujas vazões foram geradas por meio de regressões lineares. A estrela 

representa o subsistema Norte; o quadrado, o Nordeste; o triângulo, o Sudeste; e o círculo, o Sul. 

49 



O Sistema Interligado Nacional 

O SIN responde pela produção e transmissão de energia 

elétrica do Brasil. É um sistema hidrotérmico de grande 

porte com predominância de usinas hidroelétricas. 

Esse sistema possui grande variabilidade espacial por 

conta das diversas localizações dos postos no país, sofrendo 

influência de vários fenômenos meteorológicos 

e indicando comportamentos sazonais distintos para as 

bacias que compõem o sistema. A fim de aproveitar ao 

máximo os recursos energéticos existentes do SIN e a sazonalidade 

hidrológica própria de cada região, o sistema 

é dividido em quatro subsistemas: Setor Sudeste/Centro-Oeste, 

Setor Sul, Setor Norte e Setor Nordeste. Esses 

subsistemas são interligados por uma extensa malha de 

transmissão que possibilita a transferência de excedentes 

energéticos e permite a otimização dos estoques armazenados 

nos reservatórios das usinas hidroelétricas. 

A Região Norte produz 8% da energia nacional em GWh e 

demanda 7%, a Região Nordeste produz 11% e demanda 

18%, a Região Sul produz 18% e demanda 16%, e a Região 

Sudeste/Centro-Oeste produz 47% e demanda 61%. 

A previsão de vazões e a geração de cenários de afluências 

definidas em ONS (2009, 2012b) estabelecem os 

processos para a previsão de vazões mensais, semanais 

e diárias e para a geração de cenários de afluências naturais 

médias mensais utilizadas na elaboração do Programa 

Mensal da Operação Energética (PMO). 

Em razão das metodologias e dos critérios atualmente 

adotados na previsão de vazões, o ONS pode não utilizar 

a disponibilidade de vazões mensais para alguns locais 

de aproveitamento em operação. Para tanto, adota-se, 

em geral, a realização de previsão de vazões para um 

subconjunto de aproveitamentos de cada bacia, denominados 

de postos-base. No restante dos locais de aproveitamento, 

as vazões são previstas por meio de regressões 

lineares mensais com base nos dados previstos nos 

postos-base para complementar as previsões de vazões 

para todo o SIN (ONS, 2012b). O ONS trabalha atualmente 

com o total de 88 postos-base, representativo dos diversos 

regimes hidrográficos regionais encontrados em 

território brasileiro. 

Neste trabalho foram utilizados 21 postos-base para a 

calibração do modelo SMAP, enquanto as vazões dos demais 

postos foram obtidas por meio de regressões, conforme 

Figura 1. 

Até o fim de 2010 o SIN contava com 206 séries de vazões 

naturais devidamente divididas em 185 pontos de 

aproveitamento no sistema, sendo 161 postos naturais, 3 

postos artificiais e 21 postos naturais/artificiais. Dos 185 

locais de aproveitamento, 169 são postos em operação 

e 16 postos em expansão com horizonte de projeto até 

2015 (ONS, 2012a). 

Modelos do IPCC-AR5 

Os dados provenientes do IPCC são resultados de simulações 

de modelos atmosféricos globais de centros de 

pesquisa que contribuem para a confecção do relatório 

do IPCC-AR5 (Quadro 1). Os modelos possuem como 

forçantes as concentrações de gases de efeito estufa 

durante o século XX e as estimativas de concentração 

no século XXI. 

Como parte da fase preparatória para o desenvolvimento 

dos novos cenários para o AR5, foram criados os chamados 

representative concentration pathways (RCPs), que 

servem como entrada para modelagem climática e química 

atmosférica nos experimentos numéricos do Coupled 

Model Intercomparison Project Phase 5 (CMIP5). Os RCPs 

recebem seus nomes a partir dos níveis das forçantes radiativas, 

conforme relatado pelas equipes de modelagem 

elaboradoras de cada RCP. Assim, RCP-X implica um cenário 

no qual a forçante radiativa de estabilização ou de pico 

ao final do século XXI corresponde a X W.m -2 . Neste trabalho 

foram usados os cenários RCP4.5 e RCP8.5 para análise 

das projeções do século XXI e três modelos globais do 

IPCC-AR5, conforme Quadro 1. 

O cenário RCP4.5 pressupõe que a forçante radiativa 

estabilizará pouco depois de 2100, sem ultrapassar o 

nível de radiação a longo prazo, de 4,5 W/m 2 . Essa projeção 

é consistente com a estabilização da demanda 

energética mundial, programas de reflorestamento fortes 

e políticas climáticas rigorosas. Além disso, sugere a 

estabilização das emissões de metano associada a um 

leve aumento das emissões de dióxido de carbono (CO 2 

) 

50 



até 2040, até atingir o valor-alvo de 650 ppm de CO 2 

, 

equivalente ao da segunda metade do século XXI. 

O cenário RCP8.5 sugere crescimento contínuo da população 

associada ao desenvolvimento tecnológico lento, 

Modelo hidrológico 

O modelo chuva-vazão SMAP (LOPES et al., 1981) é do 

tipo conceitual, determinístico e de estrutura concentrada. 

Pertence à grande família dos modelos hidrológicos 

de cálculo de umidade do solo. Sua estrutura é 

relativamente simples, cujos parâmetros são relacionados 

com parâmetros físicos médios da bacia. 

O SMAP, em sua versão mensal, utiliza em seu esquema 

conceitual dois reservatórios lineares, representando o solo 

(camada superior) e o aquífero. A cada evento de precipitação 

(P) é realizado um balanço de massa. Uma parcela de 

Pé transferida como escoamento superficial (E s 

). Esse cálculo 

é feito por meio da equação do Soil Conservation Service 

(SCS) para escoamento superficial. A lâmina restante da 

precipitação subtraída do escoamento superficial (P - E S 

) sofre 

perda por evaporação em nível de evaporação potencial 

(E p 

). Logo, a lâmina remanescente (P - E s 

- E p 

) é adicionada a 

um reservatório que representa a camada superior do solo. 

Neste, a umidade é atualizada ao longo do tempo por meio 

das perdas por evapotranspiração real (E r 

), que dependem 

do nível do reservatório (R solo 

) e da capacidade de saturação 

do solo (Cap sat 

). Outra saída desse reservatório é a recarga 

Obtenção da evapotranspiração 

Para o cálculo da evapotranspiração de referência (E p 

), 

é usado o método de Penman-Monteith (ALLEN et al., 

1998; SILVEIRA et al., 2014). Segundo esse método, a E p 

é dada conforme a Equação 1: 

resultando em acentuadas emissões de CO 2 

. Esse cenário 

é considerado o mais pessimista para o século XXI em 

termos de emissões de gases do efeito estufa, sendo consistente 

com nenhuma mudança política para reduzir as 

emissões e forte dependência de combustíveis fósseis. 

(Rec) no reservatório subterrâneo (R sub 

), em que é utilizado 

o conceito de capacidade de campo (Cap c 

) para determiná- 

-la. Esse segundo reservatório também é linear e o nível de 

água existente (R sub 

) é deplecionado a uma taxa constante de 

recessão do escoamento de base (K), resultando em escoamento 

de base (Eb). A soma do E s 

e E b 

fornece a vazão no 

ponto de controle da bacia. 

O SMAP mensal possui quatro parâmetros: Cap sat 

; parâmetro 

que controla o escoamento superficial (PES); 

coeficiente de recarga, parâmetro relacionado com a 

permeabilidade na zona não saturada do solo (Crec); 

e taxa de deplecionamento K do nível R sub 

, que gera 

o escoamento de base (Eb). Outras duas variáveis de 

estado precisam ter seus valores inicializados: taxa de 

umidade do solo inicial (TU in 

),que determina o nível 

inicial do R solo 

; e valor do escoamento de base inicial 

(EB in 

), que define o valor inicial do R sub 

. 

A calibração foi efetuada para o período de setembro 

de 1997 a agosto de 2002, e a validação para setembro 

de 2002 a agosto de 2007.Os parâmetros obtidos podem 

ser vistos em Silveira et al. (2014). 

Ep = 0,408Δ(Rn – G) + γ 900 

u2 (es – ea) 

T+273 (1) 

Δ + γ (1 + 0,34u2) 

Modelos 

BCC-CSM1-1 

BNU-ESM 

CESM1-BGC 

CSIRO-MK3-6-0 

HadGEM2-ES 

MIROC5 

Quadro 1 – Modelos do IPCC-AR5 considerados. 

Instituição ou agência; país 

Beijing Climate Center, China Meteorological Administration; China 

College of Global Change and Earth System Science, Beijing Normal University; China 

Community Earth System Model Contributors; Estados Unidos 

Commonwealth Scientific and Industrial Research Organization in collaboration 

with Queensland Climate Change Centre of Excellence; Austrália 

Met Office Hadley Centre; Reino Unido 

Atmosphere and Ocean Research Institute, National Institute for Environmental Studies, 

and Japan Agency for Marine-Earth Science and Technology; Japão 

51 



Em que: 

E p 

= evapotranspiração de referência (mm dia -1 ); 

R n 

= radiação líquida na superfície das culturas (MJ m 2 dia -1 ); 

G = fluxo de calor no solo (MJ m 2 dia -1 ); 

T = média diária da temperatura do ar a 2 m de altura (ºC); 

u 2 

= velocidade do vento a 2 m de altura (m s -1 ); 

e s 

= pressão da saturação de vapor (kPa); 

e a 

= pressão de vapor atual (kPa); 

(e s 

- e a 

) = déficit de saturação de vapor (kPa); 

Δ = inclinação da curva da pressão de vapor versus 

temperatura (kPa ºC -1 ); 

Modelo de regressões 

A primeira etapa do modelo de regressão é a padronização 

das séries mensais das vazões naturalizadas do 

ONS, utilizando a Equação 2: 

γ (kPa ºC -1 ) = constante psicrométrica. 

A velocidade do vento em 2 m de altura, a radiação 

líquida, a pressão de vapor real ou atual e as temperaturas 

máxima e mínima formam um conjunto de dados 

básicos para a estimativa da E p 

via Penman-Monteith. 

Entretanto, para a estimativa do método, foram 

utilizadas simplificações físicas; os dados de entrada 

para esse método foram as temperaturas média, mínima 

e máxima, enquanto a velocidade do vento a 2 

m de altura foi considerada 2m/s. Mais detalhes podem 

ser encontrados em Silveira et al (2014). 

Após a padronização, é realizada a regressão linear 

das vazões naturalizadas do ONS e são obtidos os parâmetros 

de cada posto que não possui o SMAP, considerando 

os demais postos como variáveis explanatórias. 

A regressão linear é dada pela Equação 3: 

qi,j,k – qi,j 

Zi,j,k = 

σi,j 

(2) 

Em que: 

Z = vazão normalizada; 

i =número de meses (variando de 1 a 12); 

k = número de anos (variando de 1931 a 2008); 

j = número de postos utilizados (no total de 188); 

q i,j,k 

= vazão naturalizada do posto j no mês i padronizado 

no ano k; 

q i,j 

= matriz que representa a média de todos os meses 

e postos; 

σ i,j = matriz que representa o desvio padrão da série 

mensal de todos os postos. 

zi,pj,k = 

Σ 

pk=21 

pk=1 

zi,pk,k . βi,pk(3) 

Em que: 

pk = bacias cujas vazões são obtidas via SMAP. Portanto, 

pk varia de 1 a 21; 

pj = postos que não possuem o SMAP calibrado. Logo, 

pj varia de 1 a 167; 

βi,pk = coeficientes das regressões. 

Com os coeficientes — aferidos a partir das séries de vazões 

naturalizadas do ONS — e as vazões obtidas via SMAP 

com dados dos modelos globais do IPCC-AR5, são obtidas 

as vazões para os cenários de mudança climática para os 

demais postos utilizando os parâmetros de regressão. 

Análise das projeções 

Cálculo da anomalia média anual 

Para o cálculo da anomalia média anual foi considerada 

a Equação 4, dada pela diferença entre a média 

anual do cenário do século XXI e a média anual 

do cenário histórico sobre a média anual do cenário 

histórico: 

Aanual = (pu – p a ) 

XXI xx 

p a 

xx 

. 100(4) 

Em que: 

P a XXI = média da vazão anual para o cenário do século XXI; 

P a xx = média da vazão anual para o cenário histórico. 

52 



Análise de tendência das precipitações anuais 

Para analisar a tendência do século XXI, as séries de 

vazões anuais dos cenários do século XXI foram padronizadas 

com base nas características da série do cenário 

histórico de 1950 a 1999. Essa padronização segue 

a Equação 5: 

Z = XXXI J – X xx 

(5) 

σxx 

Em que: 

Z = vazão do cenário do século XXI padronizada; 

X j XXI 

=vazão anual dos cenários RCP4.5 e RCP8.5 para 

um ano j; 

X xx = vazão anual média do cenário histórico na série de 

1950 a 1999; 

σ xx = desvio padrão da série de vazões anuais do cenário 

histórico. 

A metodologia de avaliação de tendência utilizada foi o 

método clássico de Mann-Kendall-Sen. 

Os impactos das mudanças climáticas não são uniformemente 

distribuídos no território brasileiro, porém apontam 

que, para os cenários RCP4.5 e RCP8.5, há maior possibilidade 

de aumento das vazões no Setor Sul do país ao 

longo do século XXI, conforme sugerem as Figuras 2 e 3. 

No subsistema norte existe uma leve dispersão espacial 

entre a resposta das vazões dos postos aos cenários 

de mudanças climáticas. Os postos mais ao norte 

mostraram reduções de magnitude inferior aos postos 

mais ao sul, próximos ao centro-oeste. 

Assim como no subsistema norte, o Setor Sudeste/ 

Centro‐Oeste apresenta leves divergências espaciais; as 

anomalias indicam duas regiões que respondem diferentemente 

às mudanças climáticas: os aproveitamentos mais 

ao Centro-Oeste do país e a região litorânea do Sudeste brasileiro. 

Isso é evidenciado para os modelos Commonwealth 

Scientific and Industrial Research Organisation - MK-3-6-0 

(CSIRO-MK-3-6-0) e Beijing Normal University Earth System 

Model (BNU-ESM), que apresentam anomalias negativas 

mais intensas na Região Centro-Oeste do Brasil. 

No Setor Nordeste a maioria dos modelos apresenta anomalias 

negativas para ambos os cenários, sendo o módulo 

destas superiores para o cenário RCP8.5 — o mais 

pessimista, segundo o IPCC-AR5 —,sugerindo que essa 

região semiárida é extremamente sensível ao aumento 

das concentrações dos gases de efieito estufa no planeta. 

Os modelos BNU-ESM, CSIRO-MK-3-6-0 e Community 

Earth System Model — Biogeochemical Elemental Cycling 

(CESM1-BGC) indicam reduções em todo o território brasileiro, 

exceto no extremo Sul do país, para ambos os cenários, 

porém mais evidente para o RCP8.5. O Model for 

Interdisciplinary Research on Climate (MIROC5) sugere 

RESULTADOS E DISCUSSÕES 

aumento superior a 25% no extremo Sul do país, aumento 

de menor magnitude na Região Sudeste e anomalias 

negativas, de módulo superior a 5%, nas regiões Norte e 

Nordeste, enquanto o HadGEM2-ES indica anomalia positiva 

no extremo Sul do país, de magnitude superior a 45%, 

com grande divergência espacial nas demais regiões. Já 

o modelo BCC-CSM1-1 apresenta normalidade na maior 

parte das regiões Sudeste e Norte, com reduções superiores 

no Nordeste, em módulo a 5%, e anomalias positivas 

maiores que 5% no Sul, no período de 2040 a 2069. 

As Figuras 4 e 5 exibem as declividades da tendência dos modelos 

globais para os cenários RCP4.5 e RCP8.5 para as vazões 

anuais do SIN, segundo o teste de Mann‐Kendall‐Sen, 

no período de 2011 a 2098. Analisando o conjunto de modelos 

que possuem tendência significativa, considerando 

todo o SIN, há clara evidência de que o aumento das emissões 

dos gases deefeito estufa sugere maior impacto na 

geração de energia do setor elétrico, visto que, na maioria 

dos casos, o módulo da declividade é sempre maior para o 

cenário RCP8.5, em detrimento do RCP4.5. 

Para a maioria dos postos do SIN não há tendência significativa, 

indicando que a mudança nos padrões médios 

pode estar associada à maior frequência de eventos 

extremos em todo o Brasil. Essa tendência é bem 

pronunciada apenas para alguns modelos no extremo 

Sul do país, onde se sinaliza aumento nas vazões. 

O modelo CSIRO-MK-3-6-0 aponta tendência negativa 

nos subsistemas nordeste, norte e parte do sudeste/ 

centro-oeste e ausência de tendência no Setor Sul para 

ambos os cenários do IPCC-AR5. O modelo BNU-ESM 

sinaliza tendência negativa para os setores Norte e Sudeste 

e ausência de tendência nas demais regiões. 

53 



10 

BCC-CSM1-1: RCP4.5 (2040 a 2069) 

10 

BNU-ESM: RCP4.5 (2040 a 2069) 

5 

5 

0 

0 

Latude 

-5 

-10 

-15 

-20 

-25 

-30 

q ≥ 45 

35% ≤ q< 45% 

25% ≤ q < 35% 

15% ≤ q < 25% 

5% ≤ q < 15% 

-5% ≤ q < 5% 

-15% ≤ q


10 

BCC-CSM1-1: RCP8.5 (2040 a 2069) 

10 

BNU-ESM: RCP8.5 (2040 a 2069) 

5 

5 

0 

0 

Latude 

-5 

-10 

-15 

-20 

-25 

-30 

q ≥ 45 

35% ≤ q< 45% 

25% ≤ q < 35% 

15% ≤ q < 25% 

5% ≤ q < 15% 

-5% ≤ q < 5% 

-15% ≤ q


Latude 

Latude 

Latude 

10 

5 

0 

-5 

-10 

-15 

-20 

-25 

-30 

BCC-CSM1-1: RCP4.5 

-35 

-75 -70 -65 -60 -55 -50 -45 -40 -35 -30 

Longitude 

10 

5 

0 

-5 

-10 

-15 

-20 

-25 

-30 

CESM1-BGC: RCP4.5 

-35 

-75 -70 -65 -60 -55 -50 -45 -40 -35 -30 

Longitude 

10 

5 

0 

-5 

-10 

-15 

-20 

-25 

-30 

Δz> 0,1 

0,1 ≤ Δz Δz ≥-0,1 

Δz < -0,1 

Δz> 0,1 

0,1 ≤ Δz Δz ≥-0,1 

Δz < -0,1 

Δz> 0,1 

0,1 ≤ Δz Δz ≥-0,1 

Δz < -0,1 

HadGEM2-ES: RCP4.5 

-35 

-75 -70 -65 -60 -55 -50 -45 -40 -35 -30 

Longitude 

BNU-ESM: RCP4.5 

-35 

-75 -70 -65 -60 -55 -50 -45 -40 -35 -30 

Longitude 

Figura 4 – Tendência, segundo o método de Mann-Kendall-Sen, das vazões médias anuais 

padronizadas para os modelos do IPCC-AR5 no período de 2011 a 2098 para o cenário RCP4.5. 

Latude 

Latude 

Latude 

10 

5 

0 

-5 

-10 

-15 

-20 

-25 

-30 

10 

5 

0 

-5 

-10 

-15 

-20 

-25 

-30 

CSIRO-MK3-6-0: RCP4.5 

-35 

-75 -70 -65 -60 -55 -50 -45 -40 -35 -30 

Longitude 

10 

5 

0 

-5 

-10 

-15 

-20 

-25 

-30 

Δz> 0,1 

0,1 ≤ Δz Δz ≥-0,1 

Δz < -0,1 

Δz> 0,1 

0,1 ≤ Δz Δz ≥-0,1 

Δz < -0,1 

Δz> 0,1 

0,1 ≤ Δz Δz ≥-0,1 

Δz < -0,1 

MIROC5: RCP4.5 

-35 

-75 -70 -65 -60 -55 -50 -45 -40 -35 -30 

Longitude 

56 



Latude 

Latude 

Latude 

10 

5 

0 

-5 

-10 

-15 

-20 

-25 

-30 

BCC-CSM1-1: RCP8.5 

-35 

-75 -70 -65 -60 -55 -50 -45 -40 -35 -30 

Longitude 

10 

5 

0 

-5 

-10 

-15 

-20 

-25 

-30 

CESM1-BGC: RCP8.5 

-35 

-75 -70 -65 -60 -55 -50 -45 -40 -35 -30 

Longitude 

10 

5 

0 

-5 

-10 

-15 

-20 

-25 

-30 

Δz> 0,1 

0,1 ≤ Δz Δz ≥-0,1 

Δz < -0,1 

Δz> 0,1 

0,1 ≤ Δz Δz ≥-0,1 

Δz < -0,1 

Δz> 0,1 

0,1 ≤ Δz Δz ≥-0,1 

Δz < -0,1 

HadGEM2-ES: RCP8.5 

-35 

-75 -70 -65 -60 -55 -50 -45 -40 -35 -30 

Longitude 

BNU-ESM: RCP8.5 

-35 

-75 -70 -65 -60 -55 -50 -45 -40 -35 -30 

Longitude 

Figura 5 – Tendência, segundo o método de Mann-Kendall-Sen, das vazões médias anuais 

padronizadas para os modelos do IPCC-AR5 no período de 2011 a 2098 para o cenário RCP8.5. 

Latude 

Latude 

Latude 

10 

5 

0 

-5 

-10 

-15 

-20 

-25 

-30 

10 

5 

0 

-5 

-10 

-15 

-20 

-25 

-30 

CSIRO-MK3-6-0: RCP8.5 

-35 

-75 -70 -65 -60 -55 -50 -45 -40 -35 -30 

Longitude 

10 

5 

0 

-5 

-10 

-15 

-20 

-25 

-30 

Δz> 0,1 

0,1 ≤ Δz Δz ≥-0,1 

Δz < -0,1 

Δz> 0,1 

0,1 ≤ Δz Δz ≥-0,1 

Δz < -0,1 

Δz> 0,1 

0,1 ≤ Δz Δz ≥-0,1 

Δz < -0,1 

MIROC5: RCP8.5 

-35 

-75 -70 -65 -60 -55 -50 -45 -40 -35 -30 

Longitude 

57 



A análise proposta neste trabalho visou gerar informações 

acerca do impacto das mudanças climáticas sobre 

as vazões do setor elétrico do Brasil. Essas informações 

podem ser usadas pelos gestores na adoção de políticas 

energéticas e auxiliar medidas que minimizem os 

impactos de tais cenários. 

CONCLUSÕES 

redução hídrica para a agricultura e a indústria, bem 

como o desabastecimento de cidades. Além disso, sinalizou 

que a expansão do setor elétrico brasileiro para 

o Setor Norte do país precisa considerar em seu planejamento 

as mudanças climáticas como elemento de 

possível redução da oferta da energia na região. 

Os modelos do IPCC-AR5 avaliados aqui apontaram impactos 

diferentes nas vazões de acordo com os subsistemas 

do setor hidroelétrico: há maior possibilidade de 

aumento na Região Sul do país, ao passo que na Região 

Norte há sinalização de redução. Na Região Nordeste 

os modelos mostraram maior divergência, indicando 

incerteza em relação ao impacto da mudança do clima. 

Na Região Sudeste/Centro-Oeste, apesar da divergência, 

há maior possibilidade de redução nas vazões. 

O aumento das vazões médias anuais no Setor Sul 

do país e a redução no Setor Nordeste não se refletem 

na tendência do teste de Mann-Kendall-Sen, 

sugerindo que as anomalias mostradas podem estar 

associadas àmaior ocorrência de extremos hidrológicos 

nas regiões. 

Os resultados encontrados para o setor hidroelétrico 

norte concordam com os obtidos por Lucena et al. 

(2009), que obtiveram a cenarização da matriz energética 

do país utilizando informações do IPCC-AR4 e 

observaram aumento da vulnerabilidade das regiões 

Norte e Nordeste do Brasil. 

A redução da disponibilidade hídrica nas regiões Norte 

e Sudeste mostrada neste trabalho evidenciou impactos 

pelo acirramento de conflitos entre usos múltiplos, 

uma possível desaceleração da economia por causa da 

Os impactos das mudanças climáticas somados ao 

crescimento da demanda energética do Brasil podem 

levar a uma grande crise no setor energético brasileiro, 

promovendo investimentos em energias não renováveis 

em razão do risco de não atendimento dos usuários 

com a atual matriz energética. Esse tipo de ação 

pode aumentar o custo da geração de energia e criar 

um feedback positivo para a mudança climática, bem 

como intensificar seus efeitos sobre todo o sistema climático 

e, consequentemente, sobre o país. 

As mudanças climáticas representam um desafio para 

a gestão de recursos hídricos à medida que geram um 

conjunto de alterações que afetam o ciclo hidrológico. 

Além dos impactos esperados no regime hidrológico, esperam-se 

prováveis mudanças na demanda de diversos 

setores/usuários. A elevação da temperatura e da evapotranspiração 

poderá acarretar, entre outros efeitos, na 

maior necessidade de irrigação, refrigeração, consumo 

humano e dessedentação de animais em determinados 

períodos e regiões. Essas constatações estão associadas 

ao estado geral de aumento no consumo de energia, na 

demanda hídrica da agricultura e do abastecimento humano 

nos centros urbanos. Portanto, as consequências 

das mudanças climáticas podem alterar a confiabilidade 

dos sistemas de água brasileiro atuais e a gestão dos 

usos e das infraestruturas de suprimento hídrico. 

REFERÊNCIAS 

ALLEN, R. G.; PEREIRA, L. S.; RAES, D.; SMITH, M. Crop evapotranspiration: guidelines for computing crop water 

requirements. Roma: FAOIrrigation and Drainage Paper, 1998. 

ALVES, B. C. C.; SOUZA FILHO, F. A.; SILVEIRA, C. S. Análise de tendências e padrões de variação das séries históricas 

de vazões do Operador Nacional de Sistemas (ONS). Revista Brasileira de Recursos Hídricos, v. 18, n. 4, p. 19-34, 2013. 

58 



ARNELL, N. W. Climate change and global water resources: SRES emission and socioeconomic scenarios. Global 

Environmental Change, v. 14, p. 31-52, 2004. 

BANCOMUNDIAL. Relatório sobre o desenvolvimento mundial de 2010: desenvolvimento e mudança climática. São 

Paulo: UNESP, 2010. 

BATES, B. C.; KUNDZEWICZ, Z. W.; WU, S.; PALUTIKOF, J.P. (Eds.). Climate Change and Water. Technical Paper of the 

Intergovernmental Panel on Climate Change. Geneva: IPCC, 2008. 

BRASIL. Ministério de Minas e Energia (MME). Boletim Mensal de Monitoramento do Sistema Elétrico Brasileiro 

Abril-2011. Brasília: MME. 2011. 43 p. 

CHIEW, F. H. S.; TENG, J.; VAZE, J.; POST, D. A.; PERRAUD, J. M.; KIRONO, D. G. C.; VINEY, N. R. Estimating climate 

change impact on runoff across southeast Australia: Method, results, and implications of the modeling method, Water 

Resources Research, v. 45, n. 10, 2009. https://doi.org/10.1029/2008WR007338 

INTERGOVERNMENTAL PANEL ON CLIMATE CHANGE (IPCC). Climate change 2001: Impacts, adaptation, and vulnerability. 

In: MCCARTHY, J.J. Contribution of Working Group II to the Third Assessment Report of the Intergovernmental Panel on 

Climate Change. Cambridge: Cambridge University Press, 2001. 1032 p. 

______. Climate Change 2007: Impacts, Adaptation and Vulnerability. Cambridge: IPCC, 2007a. 23 p. 

______. Climate Change 2007: The physical science basis. Cambridge: IPCC,2007b. 18 p. 

______. Climate Change 2014: Impacts, Adaptation, and Vulnerability. Part A: Global and Sectoral Aspects. Contribution 

of Working Group II to the Fifth Assessment Report of the Intergovernmental Panel on Climate Change. Cambridge/ 

Nova York: Cambridge University Press, 2014. 1132 p. 

KROL, M.; JAEGER, A.; BRONSTERT, A.; GÜNTNER, A. Integrated modelling of climate,water, soil, agricultural and socioeconomic 

processes: A general introduction of the methodologyand some exemplary results from the semi-arid northeast 

of Brazil. Journal of Hydrology, Amsterdã, v. 328, p. 417-431, 2006. 

LOPES, J. E. G.; BRAGA JR., B. P. F.; CONEJO, J. G. L. A. Simulação hidrológica: aplicações de um modelo simplificado. 

In: SIMPÓSIO BRASILEIRO DE RECURSOS HÍDRICOS, 3., 1981, Fortaleza. Anais... Fortaleza, 1981. p. 42-62. 

LUCENA, A. F. P.; SZKLO, A. S.; SCHAEFFER, R.; SOUZA, R. R.; BORBA, B. S. M. C.; COSTA, I. V. L. C.; PEREIRA 

JÚNIOR, A. O.; CUNHA, S. H. F. The vulnerability of renewable energy to climate change in Brazil. Energy Policy, 

v. 37, p. 879-889, 2009. 

MARENGO, J. A.; SOARES, W. R. Impacto das mudanças climáticas no Brasil e possíveis cenários climáticos: Síntese do 

Terceiro Relatório do IPCC de 2001. São Paulo: CPTEC-INPE, 2005. 29 p. 

MARENGO, J. A.; VALVERDE, M. C. Caracterização do clima no Século XX e Cenário de Mudanças de clima para o Brasil 

no Século XXI usando os modelos do IPCC-AR4. Revista Multiciência, Campinas, n. 8, maio 2007. 

MILLY, P. C. D.; DUNNE, K. A.; VECCHIA, A. V. V. Global pattern of trends in streamflow e water availability in a changing 

climate. Nature, v. 438, nov. 2005. 

NEW, M.; LISTER, D.; HULME, M.; MAKIN, I. A high-resolution data set of surface climate over global land areas. Climate 

Research, v. 21, p. 1-25, 2002. 

NOBRE, C. A. Vulnerabilidade, impactos e adaptação à mudança no clima.In: BRASIL.Presidência da República. Núcleo de 

Assuntos Estratégicos. Mudança do clima: negociações internacionais sobre a mudança do clima. Brasília, 2005. p. 147‐216. 

OPERADOR NACIONAL DO SISTEMA (ONS). Atualização de Séries Históricas de Vazões – 1931 a 2010. Brasília: ONS, 

2012a. 36 p. 

59 



______. O Operador Nacional do Sistema elétrico e os procedimentos de rede. Submódulo 9.2 – Recursos hídricos e 

meteorologia – Acompanhamento, análise e tratamento dos dados hidroenergéticos do Sistema Interligado Nacional. 

Revisão 1.0. Operador Nacional do Sistema – ONS. Brasília: ONS, 2009. 11 p. 

______. Programa Mensal da Operação (PMO). Relatório Mensal de Previsão de Vazões e Geração de Cenários de 

Afluências – Fevereiro/2012. Brasília: ONS, 2012b. 

PRADO JR., F. A.; ATHAYDE, S.; MOSSA, J.; BOHLMAN, S.; LEITE, F.; OLIVER-SMITH, A. How much is enough? An integrated 

examination of energy security, economic growth and climate change related to hydropower expansion in Brazil. 

Renewable and Sustainable Energy Reviews, v. 53, p.1132-1136, 2016. 

SILVEIRA, C. S.; SOUZA FILHO, F. A.; CABRAL, S. L. Análise das projeções de precipitação do IPCC-AR4 para os cenários 

A1B, A2 e B1 para o século XXI para 28 Nordeste Setentrional do Brasil. Revista Brasileira de Recursos Hídricos, n. 2, 

p. 117-134, 2013a. 

SILVEIRA, C. S.; SOUZA FILHO, F. A.; COSTA, A. A.; CABRAL, S. L. Avaliação de desempenho dos modelos do CMIP5 quanto à 

representação dos padrões de variação da precipitação no século XX sobre a região Nordeste do Brasil, Amazônia e bacia 

do Prata e análise das projeções para o cenário RCP8.5. Revista Brasileira de Meteorologia, v. 28, p. 317‐330, 2013b. 

SILVEIRA, C. S.; SOUZA FILHO, F. A.; LEMOS, W. E. D.; CABRAL, S. L. Mudanças Climáticas e Outorga pelo uso da água 

no Nordeste do Brasil. In: SOUZA FILHO, F. A.; CAMPOS, J. N. B.; AQUINO, S. H. S. (Orgs.). Gerenciamento de Recursos 

Hídricos no Semiárido.Fortaleza: Expressão, 2013c. v. 1, p. 243-256. 

SILVEIRA, C. S.; SOUZA FILHO, F. A.; LOPES, J. E. G.; BARBOSA, P. S. F.; TIEZZI, R. O. Análise das projeções de vazões nas 

bacias do setor elétrico brasileiro usando dados do IPCC-AR4 para o século XXI. Revista Brasileira de Recursos Hídricos, 

v. 19, p. 59-71, 2014. 

SILVEIRA, C. S.; SOUZA FILHO, F. A.; SOUZA FILHO, F. A.; CAMPOS, Y. M. L.; COSTA, A. A.; SALES, D. C.; COUTINHO, M. M. 

Sazonalidade da precipitação sobre o Nordeste Setentrional brasileiro nas simulações do IPCC-AR4. Revista Brasileira 

de Recursos Hídricos, v. 17, p. 125-134, 2012. 

SOITO, J. L. S.; FREITAS, M. A. V. Amazon and the expansion of hydropower in Brazil: vulnerability, impacts and possibilities 

for adaptation to global climate change. Renewable and Sustainable Energy Reviews, v. 15, p. 3165-3177, 2011. 

SOUZA FILHO, F. A. Variabilidade e Mudança Climática nos Semi-Áridos Brasileiros. In: TUCCI, C. E. M.; BRAGA, B. Clima 

e Recursos Hídricos no Brasil. Porto Alegre: ABRH, 2003. p. 77-116. 

SOUZA FILHO, F. A.; PORTO, R. L. L. Acoplamento de Modelo Climáticos e Modelo Hidrológico. In: SIMPÓSIO BRASILEIRO 

DE RECURSOS HÍDRICOS, 15., 2003, Curitiba. Anais… Porto Alegre: ABRH. 

TOMASELLA, J.; RODRIGUES, D. A.; CUARTAS, L. A.; FERREIRA, M.; FERREIRA, J. C.; MARENGO, J. Estudo de impacto das 

mudanças climáticas sobre os recursos hídricos superficiais e sobre os níveis dos aqüíferos na bacia do rio Tocantins. Convênio 

de Cooperação Técnico-Científica INPE-VALE. Convênio de Cooperação Técnico-Científica. Manaus: INPE/CCST, 2009. 

VAN VLIET, M. T.; WIBERG, D.; LEDUC, S.; RIAHI, K. Power-generation system vulnerability and adaptation to changes in 

climate and water resources. Nature Climate Change, 2016. 

VAN VLIET, M. T.; YEARSLEY, J. R.; LUDWIG, F.; VÖGELE, S.; LETTENMAIER, D. P.; KABAT, P. Vulnerability of US and 

European electricity supply to climate change. Nature Climate Change, 2012. 



60 


DOI: 10.5327/Z2176-947820180310 

AVALIAÇÃO DE IMPACTO À SAÚDE DO PROGRAMA 

DE CONTROLE DE POLUIÇÃO DO AR POR VEÍCULOS 

AUTOMOTORES NO MUNICÍPIO DE SÃO PAULO, BRASIL 

HEALTH IMPACT ASSESSMENT OF AUTOMOTIVE VEHICLES AIR 

POLLUTION CONTROL PROGRAM IN SÃO PAULO, SP, BRAZIL 

Karina Camasmie Abe 

Biomédica, mestre e doutora em 

Ciências da Saúde, Universidade 

Federal de São Paulo (UNIFESP) – 

São Paulo (SP), Brasil. 

Simone Georges 

El Khouri Miraglia 

Professora Associada, UNIFESP. 

Engenheira e mestre pela Escola 

Politécnica, Universidade de São 

Paulo (USP). Doutora e pós-doutora, 

Faculdade de Medicina da USP – 



Simone Georges El Khouri Miraglia – 

Laboratório de Economia, Saúde 

e Poluição Ambiental – Instituto 

de Ciências Ambientais, Químicas 

e Farmacêuticas – Universidade 

Federal de São Paulo – Rua São 

Nicolau, 210, 4 o andar – 

CEP 09913-030 – Diadema (SP), Brasil – 

E-mail: simone.miraglia@unifesp.br 

Recebido: 30/11/2017 

Aceito: 03/04/2018 

RESUMO 

O objetivo deste trabalho consistiu na análise dos principais determinantes 

em saúde atingidos pelo Programa de Controle da Poluição do Ar por Veículos 

Automotores (PROCONVE), da evolução temporal dos níveis de material 

particulado < 10 μm, dióxido de enxofre, dióxido de nitrogênio e ozônio; e 

dos dados de saúde cardiorrespiratória, para o município de São Paulo, entre 

2000 e 2011. Foi utilizada a metodologia de Avaliação de Impacto à Saúde 

com consulta à literatura e a bancos de dados públicos (Departamento de 

Informática do Sistema Único de Saúde — DATASUS, Instituto Brasileiro de 

Geografia e Estatística — IBGE e Companhia de Tecnologia de Saneamento 

Ambiental de São Paulo — CETESB). Com exceção do ozônio, os poluentes 

material particulado < 10 μm, dióxido de nitrogênio e dióxido de enxofre 

se encontraram em declínio ao longo do período de estudo. A morbidade 

por doenças respiratórias aumentou no período, exceto as internações por 

asma. Observou-se um declínio para a mortalidade cardiovascular, enquanto 

houve estabilidade da taxa de óbitos por doença pulmonar obstrutiva crônica. 

Conclui-se que o PROCONVE é um programa importante para a manutenção 

e a diminuição das concentrações de poluentes atmosféricos. 

Palavras-chave: poluição do ar; doenças cardiovasculares; doenças respiratórias; 

políticas públicas. 

ABSTRACT 

The aim of this study was to analyze the main health determinants achieved 

by the Automotive Vehicles Air Pollution Control Program (PROCONVE), the 

evolution of particulate matter < 10 μm, sulfur dioxide, nitrogen dioxide and 

ozone levels and cardiorespiratory health data from the city of São Paulo, 

SP, Brazil, from 2000 to 2011. The methodology was based in Health Impact 

Assessment approach through bibliography research and public databases 

(Informatics Department of the Public Health System — DATASUS, Brazilian 

Institute of Geography and Statistics — IBGE and Environmental Company 

of Sao Paulo State — CETESB). Particulate matter < 10 μm, nitrogen dioxide 

and sulfur dioxide pollutants levels were in decline over the study period, 

exception ozone levels. Morbidity due to respiratory diseases increased 

in the period, except asthma hospitalizations. There was a decline in 

cardiovascular mortality, while there was a stable mortality rate due to 

chronic obstructive pulmonary disease. It is concluded that PROCONVE is an 

important program in the maintenance and reduction of concentration of 

atmospheric pollutants. 

Keywords: air pollution; cardiovascular disease; respiratory disease; public policies. 

61 


Abe, K.C.; Miraglia, S.G.E.K. 

Com o crescimento econômico, a emissão antrópica de 

gases e partículas nocivas tende a intensificar-se progressivamente, 

levando ao aumento de sua concentração 

na atmosfera (IEMA, 2012). Alguns desses gases e 

partículas têm efeitos comprovados na saúde humana 

e no meio ambiente, razão pela qual há muita atenção 

voltada a eles. Dentre esses, destacam-se o monóxido 

de carbono (CO), o ozônio troposférico (O 3 

), o material 

particulado (PM), o dióxido de nitrogênio (NO 2 

) e o dióxido 

de enxofre (SO 2 

) (IEMA, 2012). 

O aumento da população mundial e, consequentemente, 

a elevação das emissões de poluentes derivados da queima 

de combustível oriundos de veículos automotores e 

indústrias resultam na maior degradação da qualidade 

do ar, que representa um importante fator de ameaça à 

saúde humana, especialmente nos centros urbanos. Os 

poluentes atmosféricos têm sido associados, há décadas, 

à mortalidade e ao agravamento de doenças respiratórias 

(HOEK et al., 2013; XIONG et al., 2015; FREITAS et al., 

2016; TO et al., 2016) e cardiovasculares (POPE et al., 

2004; CHANG et al., 2015; BRAVO et al., 2016; ZÚÑIGA 

et al., 2016). Dentre as doenças pulmonares, já foi relatado 

que a poluição do ar agrava o risco de pessoas com asma 

evoluírem para o quadro de Doença Pulmonar Obstrutiva 

Crônica (DPOC) em até três vezes mais (TO et al., 2016). 

Em Beijing, foi constatada a associação entre PM 2,5 

(PM 

com diâmetro inferior a 2,5 μm) e morbimortalidade 

por doença isquêmica do coração e, pelos resultados 

do estudo, se os padrões da Organização Mundial 

da Saúde (OMS) tivessem sido adotados, evitar-se-ia 

o equivalente a mais de 7.700 casos de morbidade e 

1.475 óbitos (XIE et al., 2015). Associações similares entre 

poluição do ar e doenças cardiovasculares também 

foram encontradas em estudos nos Estados Unidos 

(THURSTON et al., 2016), em Taiwan (CHANG et al., 

2015), no Canadá (VILLENEUVE et al., 2015), na Europa 

(BRUNEKREEF et al., 2009; LANKI et al., 2015) e no Brasil 

(BRAGA et al., 2007; ABE & MIRAGLIA, 2016). Assim, a 

poluição atmosférica é tema de muitos estudos, assim 

como os processos de combustão dos veículos, geradores 

de muitos gases e partículas que possuem participação 

importante na geração de efeitos adversos à saúde. 

INTRODUÇÃO 

Conhecer as principais fontes originárias de poluentes é 

de extrema importância, para que medidas mitigadoras 

possam ser providenciadas. No Brasil, a frota automotiva 

responde por mais de 55% dos veículos do país, seguida 

por motocicleta e motonetas, que somam mais 26%, 

representando mais de 81% da frota nacional, que gira 

em torno de 85 milhões de veículos, segundo dados do 

Departamento Nacional de Trânsito (DENATRAN, 2014). 

No município de São Paulo, a parcela representativa 

de automóveis e motocicletas é ainda maior, chegando 

a somar 85% do total de veículos (DENATRAN, 2014), 

que em números absolutos chega a mais de 7 milhões 

de veículos. Dadas as dimensões nacional e municipal 

do porte de veículos e das emissões de poluentes, além 

dos resíduos provenientes de indústrias, incinerações, 

entre outros, foram sancionadas diversas resoluções e 

leis a fim de controlar as emissões de poluentes e estabelecer 

limites de qualidade do ar. 

No Brasil, os padrões de qualidade atualmente em vigor 

foram adotados no início da década de 1990 (BRASIL, 

1990). Nos termos da Política Nacional de Meio 

Ambiente — PNMA (Lei n. 6.938/1981), os Padrões de 

Qualidade do Ar (PQAr) foram incorporados como um 

dos instrumentos da política ambiental (BRASIL, 1981). 

Considerando a necessidade de se estabelecer estratégias 

para o controle, a preservação e a recuperação da 

qualidade do ar, válidas para todo o território nacional, 

conforme previsto na PNMA de 1981, foi instituído, pela 

Resolução do Conselho Nacional do Meio Ambiente 

(CONAMA) n. 005/1989, o Programa Nacional de 

Qualidade do Ar (PRONAR). Esse programa seria 

um dos instrumentos básicos da gestão ambiental para 

proteção da saúde e bem-estar das populações e melhoria 

da qualidade de vida com o objetivo de permitir 

o desenvolvimento econômico e social do País de 

forma ambientalmente segura, pela limitação dos níveis 

de emissão de poluentes por fontes de poluição 

atmosférica (BRASIL, 1989). 

Sendo assim, a prevenção dos efeitos deletérios derivados 

da poluição atmosférica passa por identificar, 

para os principais contaminantes, os níveis minimamente 

seguros de proteção das condições de saúde 

da população, expressos em termos de valores de sua 

concentração no ar (IEMA, 2012). 

Dentro desses instrumentos do PRONAR, foram estabelecidos, 

em 1990, os valores dos padrões nacionais de qualidade 

do ar para partículas totais em suspensão (PTS), 

62 


Avaliação de impacto à saúde do programa de controle de poluição do ar por veículos automotores no município de São Paulo, Brasil 

fumaça, partículas inaláveis (material particulado < 10 μm 

– PM 10 

), NO 2 

, SO 2 

, CO e O 3 

(BRASIL, 1990). 

Outro instrumento do PRONAR é o Programa de Controle 

da Poluição do Ar por Veículos Automotores (PROCONVE), 

instituído em 06 de maio de 1986 e coordenado pelo 

Instituto Brasileiro do Meio Ambiente e dos Recursos 

Naturais Renováveis (IBAMA). Considerando que a emissão 

de poluentes por veículos automotores contribui para 

a contínua deterioração da qualidade do ar, especialmente 

nos centros urbanos, esse programa definiu os primeiros 

limites de emissão para veículos leves, e contribuiu 

para o atendimento aos PQAr instituídos pelo PRONAR 

(BRASIL, 1986). Desde a sua criação, o PROCONVE apresentou 

diversas fases de implantação e favoreceu a melhoria 

da qualidade do ar, mesmo com o aumento da frota 

automotiva (ESCUCIATTO et al., 2016). Atualmente, encontra-se 

nas fases L-6 e P-7, correspondendo às exigências 

de melhoria dos padrões de emissões de poluentes 

referentes aos veículos leves e pesados, respectivamente. 

Considerando a vigência do PROCONVE desde 1986, o 

objetivo deste estudo foi analisar os principais determinantes 

em saúde atingidos pelo programa e a evolução 

temporal das concentrações dos poluentes PM 10 

, 

SO 2 

, NO 2 

e O 3 

, para o município de São Paulo, assim 

como os desfechos em doenças cardiorrespiratórias, 

para o período entre os anos 2000 e 2011. 

Rede de aspectos e impactos 

A fim de avaliar a gama de aspectos e impactos relativos 

ao PROCONVE, optou-se pela confecção de uma 

rede de efeitos, construída a partir do assunto/tema 

geral e expandida com aspectos e impactos de cunho 

social, econômico, ambiental e de saúde. 

Os portais de busca utilizados foram: Portal da 

Coordenação de Aperfeiçoamento de Pessoal de Nível 

Superior (CAPES), PubMed, ScienceDirect, Google 

Scholar e sites oficiais de órgãos públicos, tanto na esfera 

federal quanto estadual e municipal (Ministério do 

Meio Ambiente, Ministério da Saúde, Companhia de 

Tecnologia de Saneamento Ambiental de São Paulo — 

CETESB e Instituto Estadual do Ambiente do Governo 

do Rio de Janeiro, Secretaria de Saúde Pública de São 

Paulo, entre outros). Os descritores utilizados foram: 

“PROCONVE”, “PROMOT”, Padrões de qualidade do ar”, 

“Programa de Controle da Poluição do Ar por Veículos 


Automotores”, “Fases do PROCONVE”, “legislação”. 

Os termos foram buscados em língua portuguesa e inglesa. 

Os descritores foram agrupados e realizaram-se 

as buscas com dois a três descritores e o buscador booleano 

“AND” nos sites mencionados. As informações 

coletadas foram resumidas e reunidas em um quadro 

nomeado “Rede de Impactos”, que reflete uma abordagem 

inédita incluída nas etapas da Avaliação de 

Impactos à Saúde (AIS), baseada em levantamento de 

dados oficiais e análise de evidências. Portanto, dados 

de relatórios, artigos científicos, publicações de órgãos 

públicos e o conhecimento prévio de especialistas entraram 

na composição dessa rede. A construção de rede 

de impactos em saúde foi previamente utilizada pelo 

Laboratório de Economia, Saúde e Poluição Ambiental 

da Universidade Federal de São Paulo (LESPA-UNIFESP), 

coordenado pela Profa. Dra. Simone Georges El Khouri 

Miraglia (MIRAGLIA & ABE, 2017). 

Análise descritiva: poluentes e dados de saúde 

A análise descritiva foi realizada para as variáveis em 

estudo utilizando-se o software IBM SPSS ® versão 21 

e o programa Excel ® , da Microsoft, para Windows, versão 

2000. Baseou-se, para os dados de poluentes, na 

média diária anual das concentrações de O 3 

, NO 2 

, SO 2 

e 

PM 10 

. Os dados relativos à emissão diária de poluentes 

foram obtidos junto a CETESB (2015). Esse órgão possui 

uma rede telemétrica capaz de produzir informações 

das concentrações desses poluentes em intervalos de 

1 hora. Porém, em muitos dias, não se obteve esse número 

de medições em todas as 22 estações de monitoramento. 

Após os cálculos das médias diárias, foram 

verificadas as quantidades de dados válidos para cada 

estação. Com isso, tornou-se possível escolher as estações 

a serem trabalhadas. Os critérios utilizados foram 

90% dos dados válidos e os maiores coeficientes de 

correlação de Pearson. As estações que apresentaram 

coeficientes de correlação superiores a r = 0,80 foram 

63 



escolhidas para o cálculo das médias. O período de levantamento 

foi entre os anos 2000 e 2011. 

Para os dados de saúde, foi realizado um levantamento 

dos dados de internações hospitalares e óbitos disponibilizados 

pelo Departamento de Informática do Sistema 

Único de Saúde (DATASUS), para o período entre 2000 

e 2011. As causas diagnósticas levantadas foram: internações 

hospitalares por causas cardiovasculares totais — 

INT_CT (Classificação Internacional de Doenças — CID 

10, série I); internações por causa cerebrovascular, ou 

seja, acidente vascular encefálico — INT_CAVE (isquêmico 

ou hemorrágico; CID 10, série I60-I69), infarto — 

INT_CI (CID 10, I20 – I25) e demais causas cardiovasculares, 

ou seja, excetuando-se por causa cerebrovascular 

e infarto — INT_COC; internações hospitalares por causas 

respiratórias totais — INT_RT (CID 10, série J); internações 

por asma — INT_RA (CID 10, série J45 — J46), 

DPOC — INT_RDPOC (CID 10, J43 — J44) e demais causas 

respiratórias, excetuando-se asma e DPOC — INT_ROC. 

As causas de óbito selecionadas foram: óbitos por causas 

cardiovasculares totais — OBT_CT (CID 10, série I), óbitos 

por causa cerebrovascular, ou seja, acidente vascular 

encefálico — OBT_CAVE (isquêmico ou hemorrágico; CID 

X, série I60-I69), infarto — OBT_CI (CID 10, I20 — I25) e 

demais causas cardiovasculares, ou seja, excetuando-se 

acidente vascular encefálico e infarto — OBT_COC; óbitos 

por causas respiratórias totais — OBT_RT (CID 10, série 

J), óbitos por pneumonia — OBT_RPN (CID 10, série 

J10 — J18), DPOC — OBT_RDPOC (CID 10, J43 — J44) e 

demais causas respiratórias, excetuando-se pneumonia 

e DPOC — OBT_ROC. Para a obtenção da taxa para 

cada desfecho em saúde, considerou-se a população do 

município, a partir de dados do Instituto Brasileiro de 

Geografia e Estatística (IBGE, 2000; 2010; 2015). 

Rede de aspectos e impactos 

Para facilitar a tomada de decisão e visualização da 

questão abordada, foi realizada a construção de uma 

rede de aspectos e impactos resultantes da política 

do PROCONVE, baseada nos determinantes de saúde. 

RESULTADOS 

Importante notar que, ao se construir essa rede, aspectos 

diretos e indiretos dessa política são expostos, além 

dos aprofundados neste estudo, facilitando a visão orgânica 

e sistêmica (Figura 1). 

Formação de mão de 

obra técnica altamente 

especializada 

Necessidade de 

modernização 

Renovação da 

frota antiga 

de veículos 

Aumento da oferta e 

da demanda por 

cursos técnicos e de 

especialização 

Indústrias 

automobilísticas 

Fabricantes de 

combustíveis 

Incentivos a pesquisadores 

e profissionais da área 

tecnológica e de 

saúde ambiental 

Aumento no 

investimento em 

Pesquisa e 

Desenvolvimento 

Incentivo a programas 

e políticas voltados 

ao meio ambiente 

PROCONVE 

Conscientização da 

população sobre a saúde 

e o meio ambiente 

Aumento da 

exposição 

na mídia 

Melhoria da 

qualidade dos 

combustíveis 

e dos motores 

Diminuição 

da obesidade 

Diminuição da 

concentração de 

NOx, HC, SOx, 

PM10, PM2,5 etc. 

Diminuição dos custos em saúde e da 

sobrecarga do sistema de atendimento 

Melhora na 

qualidade de vida 

Incentivos à 

atividade física 

Melhoria na 

qualidade do ar 

Diminuição 

do estresse 

Diminuição de 

doenças mentais e 

neurodegenerativas 

Diminuição do 

estresse oxidativo 

e do dano celular 


envelhecimento 

precoce 

Sucateamento dos 

veículos antigos 

Danos ao 

meio ambiente 

Instituição de 

uma comissão de 

acompanhamento e 

avaliação do PROCONVE 

Envolvimento de 

diferentes 

Ministérios 

Públicos e 

empresas privadas 

Investimento 

em capacitação 

Aumento dos 

custos do 

programa 

Necessidade de 

aumentar 

a fiscalização 

Criação da 

inspeção veicular 

Aumento e 

organização dos 

profissionais 

Gastos para 

o usuário 

Diminuição 

de doenças 

respiratórias 

Diminuição 

de doenças 

cardiovasculares 

Diminuição 

do câncer 

de pulmão 


absenteísmo 

no trabalho 

e nas escolas 

Diminuição da morbidade e da mortalidade 

Diminuição dos custos em saúde e da 

sobrecarga do sistema de atendimento 

Figura 1 – Rede de aspectos e impactos derivada da política do Programa de Controle da Poluição do Ar por Veículos Automotores. 

64 



Dados de saúde 

A Tabela 1 mostra a análise descritiva referente às internações 

hospitalares por causas cardiovasculares e respiratórias. 

Observando os valores para a taxa por 100 mil habitantes, 

em ambas as tabelas, as taxas aumentam de valor 

ao longo do período, com exceção do número de INT_RA. 

A Tabela 2 mostra as análises descritivas referentes ao número 

de óbitos por causas cardiovasculares e respiratórias. 

Ao se observar a taxa por 100 mil habitantes, para doenças 

cardiovasculares, percebe-se um leve declínio no valor da 

taxa, mesmo constatando um discreto aumento no valor 

de casos totais devido ao aumento populacional ter sido 

mais expressivo do que o aumento do número de óbitos 

Análise dos poluentes 

No início do período estudado, em 2000, a média 

da concentração de NO 2 

, SO 2 

e PM 10 

verificada foi 

de 82,78±2,01 (±erro padrão, EP); 16,54±0,44 (EP) e 

49,19±1,09 (EP) μg/m 3 , respectivamente. Ao final do 

período, essas concentrações foram de 69,60±1,48 (EP); 

6,17±0,13 (EP) e 36,70±0,86 (EP) μg/m 3 , respectivamente. 

Ou seja, para o NO 2 

a média reduziu em aproximadamente 

15,92%; para o SO 2 

, 62,7%; e para o PM 10 

, cerca 

de 25,4%, comparando-se o início e o final do período 

de estudo. Na Figura 2, é possível observar a evolução 

temporal dos poluentes, com a linha de tendência. Com 

exceção do O 3 

, sugere-se que os poluentes estão em 

tendência de queda ao longo do tempo. 

por causas cardiovasculares (OBT_CT, OBT_CAVE e OBT_ 

CI). Na Tabela 2, também se encontram os óbitos por doenças 

respiratórias e, ao se observar os valores para a taxa 

por 100 mil habitantes e os valores de contagem totais, é 

possível observar um aumento nesses dois valores para as 

variáveis OBT_RT e OBT_RPN. Entre os OBT_RDPOC, existe 

uma oscilação entre valores muito próximos, ao longo do 

período de estudo, resultando em uma taxa aparentemente 

semelhante ao início e ao final do período. Entretanto, 

para OBT_ROC, houve uma diminuição na contagem dos 

óbitos, o que também influenciou no declínio na taxa ao 

longo do período analisado. 

300,00 

250,00 

200,00 

150,00 

100,00 

50,00 

0,00 

O3 (μg/m3) 

NO3 (μg/m3) 

450,00 

400,00 

350,00 

300,00 

250,00 

200,00 

150,00 

100,00 

50,00 

2000 2001 2002 2003 2004 2005 2006 2007 2008 2009 2010 2011 

0,00 

2000 2001 2002 2003 2004 2005 2006 2007 2008 2009 2010 2011 

60,00 

50,00 

40,00 

30,00 

20,00 

10,00 

SO2 (μg/m3) 

0,00 

2000 2001 2002 2003 2004 2005 2006 2007 2008 2009 2010 2011 

180,00 

160,00 

140,00 

120,00 

100,00 

80,00 

60,00 

40,00 

20,00 

0,00 

PM10 (μg/m3) 

2000 2001 2002 2003 2004 2005 2006 2007 2008 2009 2010 2011 

O 3 

: ozônio; NO 2 

: dióxido de nitrogênio; SO 2 

: dióxido de enxofre; PM 10 

: material particulado < 10 μm. 

Figura 2 – Concentrações dos poluentes ozônio, dióxido de nitrogênio, dióxido de enxofre e material 

particulado < 10 μm no período de 2000 a 2011, com linha de tendência, para o município de São Paulo. 

65 



A abordagem ampla e visualmente facilitada pela rede 

de aspectos e impactos (Figura 1) auxilia as partes interessadas 

e os tomadores de decisão a visualizarem 

DISCUSSÃO 

a questão com mais abrangência e facilita a escolha 

dos limites do estudo, ou seja, é conhecido que os impactos 

são sempre muito mais amplos e complexos 

Tabela 1 – Análise descritiva anual relativa à morbidade cardiorrespiratória (número de internações por 100 mil habitantes). 

Ano INT_CT INT_CI INT_CAVE INT_COC INT_RT INT_RA INT_RDPOC INT_ROC 

2000 416,59 107,70 68,02 240,87 366,72 53,19 23,88 289,12 

2001 391,96 108,04 63,35 220,56 349,72 43,51 21,35 284,85 

2002 466,63 129,71 78,81 258,11 454,52 71,33 25,49 356,08 

2003 499,90 130,45 94,27 275,18 495,24 73,29 26,62 395,33 

2004 553,37 143,98 104,50 304,89 548,17 81,45 29,51 437,21 

2005 515,22 130,36 98,47 286,40 485,84 71,26 27,64 386,94 

2006 516,40 135,21 94,97 286,22 514,91 71,61 26,09 414,90 

2007 529,78 137,64 92,60 299,54 516,98 71,67 27,03 418,27 

2008 512,47 133,09 88,73 290,65 479,90 51,67 23,63 404,60 

2009 540,60 137,78 91,11 311,72 520,97 45,10 23,99 451,88 

2010 571,46 148,76 98,24 324,46 509,68 42,61 24,92 442,15 

2011 565,82 142,55 96,35 326,93 504,82 39,35 29,01 436,46 

INT_CT: internações hospitalares por causas cardiovasculares totais; INT_CI: internações hospitalares por infarto; INT_CAVE: internações hospitalares 

por acidente vascular encefálico; INT_COC: internações hospitalares por outras causas cardiovasculares; INT_RT: internações hospitalares por causas 

respiratórias totais; INT_RA: internações hospitalares por asma; INT_RDPOC: internações hospitalares por doença pulmonar obstrutiva crônica; 

INT_ROC: internações hospitalares por outras causas respiratórias. Fonte: elaborado pela autora com dados do DATASUS e do IBGE, no Software SPSS. 

Tabela 2 – Análise descritiva anual relativa à mortalidade cardiorrespiratória (número de óbitos por 100 mil habitantes). 

Ano OBT_CT OBT_CI OBT_CAVE OBT_COC OBT_RT OBT_RPN OBT_RDPOC OBT_ROC 

2000 215,18 86,93 55,65 72,59 70,20 31,08 22,47 16,64 

2001 207,22 83,31 54,13 69,78 68,68 31,80 20,66 16,22 

2002 204,57 83,38 54,46 66,73 72,37 35,88 20,21 16,28 

2003 202,04 82,55 51,89 67,61 76,01 37,31 22,11 16,59 

2004 207,24 81,91 53,60 71,73 78,19 40,21 22,38 15,60 

2005 193,37 73,50 49,98 69,89 68,36 34,73 20,35 13,28 

2006 197,81 76,26 51,07 70,47 74,74 41,13 21,09 12,52 

2007 197,63 78,19 50,50 68,94 74,43 42,22 20,45 11,77 

2008 201,97 78,10 52,35 71,52 72,07 40,94 19,95 11,18 

2009 204,03 75,79 52,18 76,06 76,14 43,63 20,74 11,77 

2010 202,93 77,60 50,69 74,64 75,72 43,82 20,80 11,11 

2011 205,82 78,14 51,50 76,18 81,58 47,06 20,95 13,57 

Fonte: elaborado pela autora com dados do DATASUS e do IBGE, no Software SPSS. 

66 



do que é possível escolher e estudar setorialmente. 

Essa conexão da parte com o todo é um aspecto importante 

e que caracteriza uma AIS (WHO, 1999; ABE 

& MIRAGLIA, 2018), pois permite que as análises e as 

reflexões sejam tomadas subsidiadas com um maior 

número de evidências, sem negligenciar outros aspectos 

envolvidos na análise de uma proposta. 

A rede de aspectos e impactos considera os determinantes 

em saúde. Com isso, é possível atingir aspectos políticos, 

de meio ambiente, de serviços públicos, sociais, econômicos, 

entre outros (BHATIA, 2011). Segundo o Ministério do 

Meio Ambiente, o PROCONVE favoreceu a participação 

social e promoveu a modernização do parque automobilístico 

brasileiro, além de favorecer a comunicação e os 

esforços de diversos órgãos públicos para atingir a meta 

do programa, entre eles, o Ministério do Desenvolvimento 

Urbano e Meio Ambiente; o Conselho Nacional do Petróleo 

(CNP); o Ministério de Minas e Energia; o Ministério dos 

Transportes; o Ministério da Indústria e do Comércio; o 

Ministério da Ciência e Tecnologia; o Ministério da Justiça; 

e os Órgãos Estaduais e Municipais de Controle da Poluição 

Ambiental. Ainda, devido à publicação dos níveis aceitáveis 

de emissão de poluentes, as indústrias automotivas e 

os fabricantes de combustíveis precisaram alinhar esforços 

e investimentos para melhorar a qualidade dos motores e 

dos combustíveis (BRASIL, 2017). 

A partir da melhoria na qualidade dos combustíveis e 

do aperfeiçoamento dos motores, assim como a renovação 

da frota, esperava-se a melhoria da qualidade 

do ar, pela diminuição da poluição oriunda dos veículos 

leves, pesados, comerciais e das motocicletas. 

Entretanto, o aumento da frota automotiva ao longo 

dos anos poderia ter resultado em aumento concomitante 

da concentração dos poluentes, como PM 10 

, 

NO 2 

, SO 2 

, o que não foi observado no presente estudo. 

Com isso, proporcionou-se a diminuição da exposição 

de toda a população à poluição do ar, com desfechos à 

saúde, principalmente para os grupos mais suscetíveis: 

idosos, crianças e pessoas que trabalham no tráfego ou 

nas ruas, como guardas de trânsito, entregadores, frentistas, 

motoristas de ônibus etc. (PASCAL et al., 2013). 

Nas escolas e nos serviços, a melhoria da qualidade 

do ar diminui os absenteísmos (ROMIEU et al., 1992; 

CHEN et al., 2000; GILLILAND et al., 2001; PARK et al., 

2002; RODRIGUES-SILVA et al., 2012). Adicionalmente, 

o sistema de transporte, ao gerar menos resíduos poluidores, 

diminui os danos ao meio ambiente e à saúde 

da população, seja essa população usuária ou não de 

veículos. A comunidade local tem ganhos em saúde e 

qualidade de vida com a diminuição da poluição, pela 

diminuição de doenças cardiorrespiratórias, do estresse 

oxidativo, da inflamação e do envelhecimento precoce 

(DE PRINS et al., 2014), de doenças neurodegenerativas 

(CALDERÓN-GARCIDUEÑAS et al., 2015), do câncer de 

pulmão (FAJERSZTAJN et al., 2013; RAASCHOU-NIELSEN 

et al., 2013; SAX et al., 2013), entre outras doenças. 

A melhora na qualidade do ar também é um incentivo 

à atividade física e a atividades ao ar livre, com ganhos 

em saúde pública (GRABOW et al., 2012). 

Esses aspectos vão ao encontro dos objetivos do 

PROCONVE, que foi criado com o intuito principal de 

reduzir os níveis de emissão de poluentes por veículos 

automotores visando ao atendimento aos PQAr, 

especialmente nos centros urbanos, e também promover 

o desenvolvimento tecnológico nacional, tanto 

na engenharia automobilística como em métodos e 

equipamentos para ensaios e medições da emissão de 

poluentes e melhoria dos combustíveis (BRASIL, 1986). 

Complementando a iniciativa, em 2002, foi instituído o 

Programa de Controle da Poluição do Ar por Motociclos 

e Veículos Similares (PROMOT). Este programa estabeleceu 

limites de emissão para gases poluentes provenientes 

de motocicletas novas e previu exigências 

quanto à durabilidade de emissões, ao controle da 

qualidade da produção, aos critérios para a implantação 

de programas de inspeção e manutenção periódica 

e à fiscalização em campo (IBAMA, 2011). 

Um fato interessante foi verificar que, apesar do aumento 

da frota de veículos na cidade, a concentração 

média dos poluentes NO 2 

, SO 2 

e PM 10 

mostrou tendência 

de queda, com exceção do O 3 

. Fato semelhante já 

foi observado em um estudo realizado em Curitiba, 

estado do Paraná, onde verificou-se que um aumento 

de 65% no número de veículos não resultou no aumento 

da concentração dos poluentes atmosféricos, 

devido a vários fatores relacionados ao PROCONVE 

(ESCUCIATTO et al., 2016). Em relação ao O 3 

, esse gás 

parece não possuir tendência de aumento ou diminuição 

clara ao longo do tempo, o que implica na sugestão 

de que, provavelmente, a formação de O 3 

não é 

diretamente proporcional ao consumo de combustível 

(PÉREZ‐MARTÍNEZ et al., 2015). O O 3 

é um poluente secundário, 

sintetizado de forma não linear a partir de 

óxidos de nitrogênio (NOx) e dependente da radiação 

67 



ultravioleta, da hora do dia, dos parâmetros meteorológicos 

e da topografia (SEIGNEUR et al., 2003; PÉREZ‐ 

MARTÍNEZ et al., 2015). Por isso, é complexo predizer 

como será seu comportamento a partir da emissão 

dos poluentes primários, no entanto, é fato que sua 

concentração aumenta no verão, o que ocorre inversamente 

aos demais poluentes estudados. Em relação 

aos demais gases e PM, a diferença entre as concentrações 

no início e no final do período do estudo parece 

sinalizar uma tendência de queda (Figura 1). 

Traçar tendências é um processo complexo, no entanto, 

as iniciativas de aprimoramento dos motores e dos combustíveis, 

propostas pelo PROCONVE ao longo das fases 

de implantação, parecem funcionar para os cenários da 

grande metrópole, visto que houve diminuição das concentrações 

de vários poluentes atmosféricos no período 

estudado (Figura 1). Além do PROCONVE, outras medidas 

podem estar envolvidas nessa diminuição, como o 

distanciamento das fábricas dos grandes centros urbanos; 

no entanto, é fato que o aprimoramento dos motores 

e dos combustíveis possui grande influência no município 

que possui a maior frota automotiva brasileira. 

Esses achados nas concentrações de poluentes também 

já foram constatados, de forma semelhante, por outros 

trabalhos envolvendo a concentração dos poluentes em 

São Paulo ao longo do período de vigência do PROCONVE 

(CETESB, 2015; PÉREZ‐MARTÍNEZ et al., 2015). Um desses 

estudos mostrou que as concentrações de NOx, CO 

e PM 10 

chegaram a diminuir 0,65, 0,37 e 0,71% por mês, 

respectivamente, no período de 2000 a 2013, para a região 

metropolitana de São Paulo, enquanto as vendas de 

gasolina, etanol e diesel haviam aumentado 0,26, 1,96 

e 0,38% por mês, respectivamente. Além disso, esse 

estudo comparou e comprovou que as melhorias realizadas 

nos motores e nos combustíveis, a implementação 

do PROCONVE e a renovação da frota foram fatores 

preponderantes para a verificação de declínio das concentrações 

desses poluentes (PÉREZ‐MARTÍNEZ et al., 

2015). Além dos efeitos à saúde, há ganhos econômicos 

ao se adotar políticas públicas que visem à redução 

dos poluentes atmosféricos. Ao se considerar cenários 

preditivos de diminuição do PM 10 

e do PM 2,5 

e o ganho 

econômico a partir do número de mortes evitáveis, estimou-se 

uma economia de US$ 527 milhões para o município 

de Diadema, no estado de São Paulo (SILVA et al., 

2017), e mais de US$ 15 bilhões anuais para a capital do 

estado (ABE & MIRAGLIA, 2016). 

De acordo com a Companhia de Engenharia de Tráfego 

(CET), a capital possuía, em 1980, uma velocidade média 

no trânsito de 24,9 km/h, que diminuiu no ano de 2000 

para 19,4 km/h e, em 2011, para 16,8 km/h (PREFEITURA 

DE SÃO PAULO, 2016). Esses dados mostram que os paulistanos 

que utilizam meios de transportes baseados em 

veículos automotores podem demorar mais tempo para 

chegar ao seu destino, ou seja, ficam mais tempo expostos 

aos poluentes atmosféricos nos deslocamentos em 

horário de pico. Em uma cidade como São Paulo, que possui 

a maior frota de veículos do Brasil, é possível dizer que 

as emissões veiculares constituem a maior parte da emissão 

dos poluentes primários e secundários. Comumente, 

os veículos leves (veículos de passeio) que utilizam gasolina 

como combustível e os veículos pesados que utilizam 

o diesel são responsáveis pela maior parte da emissão de 

CO, NOx, compostos orgânicos voláteis (VOCs), SO 2 

, PM, 

metano (CH 4 

) e CO 2 

. Já os veículos que utilizam o etanol 

como combustível possuem a vantagem de não emitirem, 

durante sua queima, o PM e o SO 2 

, no entanto, com 

exceção desses dois poluentes, há também a liberação 

dos demais gases citados semelhante à queima da gasolina 

(CETESB, 2015). 

No Brasil e na América Latina há poucos trabalhos, principalmente 

que analisem séries temporais e mais de um 

poluente. Muitos trabalhos analisam situações temporalmente 

curtas, variando de 1 a 2 anos (MARTINS et al., 

2002; CASTRO et al., 2009), populações muito específicas 

(somente crianças ou idosos) ou apenas um poluente. 

Neste trabalho procurou-se abranger um período 

temporal extenso e os dados para toda a população, 

independentemente da faixa etária, aprofundando-se 

para os desfechos mais abrangentes, como mortalidade 

por causa cardiorrespiratória total e alguns desfechos 

mais específicos dentro dos efeitos cardiovasculares e 

respiratórios, como asma, DPOC, acidente vascular cerebral 

e infarto agudo do miocárdio. 

As associações entre poluentes atmosféricos e efeitos 

à saúde, apesar de reconhecidas pelo meio científico, 

possuem muitas faces que ainda necessitam de elucidação, 

como compreender os mecanismos moleculares 

e intracelulares ativados pela exposição aos poluentes e 

que resultam em desfechos à saúde. Por isso, aprimorar 

as pesquisas em um tema que já é amplamente estudado 

é de extrema importância para o entendimento 

aprofundado e a confecção de melhores políticas públicas 

referentes ao assunto, auxiliando a tomada de 

68 



decisão pelos governos e a divulgação de informações à 

população, visando à adoção de políticas de prevenção. 

O aumento das evidências que associam poluição do ar 

e problemas de saúde serviu de subsídio para diversos 

estudos e leis restritivas em relação às fontes de emissão. 

A Irlanda, por exemplo, durante os anos de 1980, 

presenciou diversos episódios graves de poluição do 

ar, cuja fonte principal era a queima do carvão mineral 

para aquecimento doméstico. A partir de diversos estudos, 

o governo irlandês iniciou uma série de proibições 

à comercialização do carvão, entre os anos de 1990 e 

2000, e obteve como resultado uma diminuição dos níveis 

de PM e SO 2 

, principalmente no inverno. Os anos 

em que houve as proibições foram associados à redução 

na mortalidade respiratória na região, chegando a 17% 

de redução, sendo também verificada a diminuição nas 

admissões hospitalares por pneumonia, DPOC e asma. 

Além disso, foi verificado 4% de redução nas admissões 

hospitalares para doenças cardiovasculares. No entanto, 

os autores explicitaram a dificuldade em atribuir os resultados 

somente às proibições de comercialização de 

carvão, uma vez que outras medidas preventivas podem 

ter sido tomadas na década de 1990 para promover a 

saúde da população (DOCKERY et al., 2013). 

A partir das análises descritivas de mortalidade e morbidade 

cardiorrespiratória de base diária, organizadas 

por ano, foi possível verificar que as taxas de mortalidade 

cardiovascular por 100 mil habitantes foram 

praticamente constantes ao longo do período estudado, 

assim como a mortalidade por doenças cerebrovasculares. 

Adicionalmente, constatou-se que houve 

uma diminuição na taxa de mortalidade por infarto ao 

longo do período, passando de aproximadamente 87 

óbitos por 100 mil habitantes, no ano de 2000, para 

78 óbitos por 100 mil habitantes, em 2011 (Tabela 2). 

Para a mortalidade por doença respiratória foi verificado 

aumento da taxa de mortalidade respiratória e por 

pneumonia, entretanto, houve manutenção da taxa de 

mortalidade por DPOC ao longo do tempo (Tabela 2). 

É importante mencionar que, para doenças respiratórias, 

há algumas variáveis de confusão que limitam este 

modelo, como surtos de gripes, como a gripe aviária e 

o surto por H1N1. 

Para uma cidade urbanizada como São Paulo, dotada 

de uma crescente frota de veículos, poder-se-ia imaginar 

que haveria um aumento nos níveis dos poluentes 

atmosféricos, porém, os dados referentes à concentração 

da maioria dos poluentes considerados neste 

estudo mostraram-se em queda ao longo do período 

estudado, condizendo com a manutenção ou até 

a diminuição das taxas de mortalidade apresentadas 

para alguns casos. Em relação à morbidade o cenário 

difere um pouco, uma vez que todas as taxas aumentaram 

com o tempo, com exceção da taxa de INT_RA 

(Tabela 1). Isso mostra que os efeitos crônicos da poluição 

atmosférica podem ter sido amenizados ou até, 

de certa forma, se mantido estáveis ao longo do período, 

porém, as internações hospitalares mostraram-se 

mais frequentes. Ao se considerar que a população 

passa mais tempo no tráfego e, consequentemente, 

exposta aos poluentes, segundo dados da CET, não é 

de se surpreender que os efeitos agudos na saúde possam 

ter se exacerbado. 

Assim, a aplicação de metodologias mais abrangentes, 

como a AIS, deveria ser considerada como mecanismo 

importante e de utilização sistemática pelos tomadores 

de decisão, no âmbito das políticas públicas, com o fim 

de auxiliar, de forma preventiva, meios de mitigação 

e compensação de forma eficiente dos impactos socioambientais 

e na saúde (SILVEIRA & FENNER, 2017). 

A análise da política pública do PROCONVE, em termos 

de determinantes em saúde, revelou-se importante a 

fim de caracterizar as relações influenciadas pela vigência 

da referida política. Nesse sentido, a construção 

da rede de impactos permitiu a visualização com clareza 

dessas relações, auxiliando os tomadores de decisão 

no processo de intervenção. 

CONCLUSÕES 

O PROCONVE se revelou um programa muito importante 

na manutenção e na diminuição das concentrações 

de poluentes atmosféricos, as quais seriam mais 

elevadas com o aumento da frota automotiva. Esses 

efeitos adversos também são percebidos em saúde, 

mas de uma forma menos direta, uma vez que a saúde 

possui diversos determinantes, externos à análise 

deste estudo. No entanto, sugere-se que as fases do 

PROCONVE continuem evoluindo, bem como a sua fiscalização, 

incluindo outras iniciativas fundamentais, 

como a revisão dos PQAr nacionais. 

69 



Este trabalho recebeu financiamento de pesquisa 

da Secretaria de Vigilância em Saúde do Ministério 


da Saúde do Brasil (SVS/MS) e da Coordenação de 

Aperfeiçoamento de Pessoal de Nível Superior (CAPES). 

REFERÊNCIAS 

ABE, K. C.; MIRAGLIA, S. G. Health Impact Assessment of Air Pollution in São Paulo, Brazil. International Journal of 

Environmental Research Public Health, v. 13, 2016. https://dx.doi.org/10.3390%2Fijerph13070694 

ABE, K. C.; MIRAGLIA, S. G. E. K. Avaliação de Impacto à Saúde (Ais) no Brasil e América Latina: Uma Ferramenta Essencial 

a Projetos, Planos E Políticas. Interface - Comunicação, Saúde, Educação, 2018. DOI: 10.1590/1807-57622016.0802 

BHATIA, R. Health Impact Assessment: A Guide for Practice. Oakland: Human Impact Partners, 2011. 

BRAGA, A. L. F.; PEREIRA, L. A. A.; PROCÓPIO, M.; ANDRÉ, P. A. D.; SALDIVA, P. H. D. N. Associação entre poluição 

atmosférica e doenças respiratórias e cardiovasculares na cidade de Itabira, Minas Gerais, Brasil. Cadernos de Saúde 

Pública, Rio de Janeiro, p. S570-S578, 2007. http://dx.doi.org/10.1590/S0102-311X2007001600017 

BRASIL. Conselho Nacional do Meio Ambiente. Resolução Conama nº 003, de 28 de Junho de 1990. Diário Oficial da 

União, p. 15937-15939, 22 ago. 1990. 

______. Conselho Nacional do Meio Ambiente. Resolução Conama nº 005/1989, PRONAR. Diário Oficial da União, 

p. 14713-14714, 25 ago. 1989. 

______. Conselho Nacional do Meio Ambiente. Resolução Conama nº 018/1986: Dispõe sobre a criação do Programa 

de Controle de Poluição do Ar por Veículos Automotores – PROCONVE. Brasil, 1986. 

______. Ministério do Meio Ambiente. Proconve: Programa de Controle de Poluição do Ar por Veículos Automotores. 

Disponível em: . Acesso em: 10 ago 2017. 

______. Política Nacional de Meio Ambiente: Lei nº 6.938, de 31 de agosto de 1981. Brasília, 1981. 

BRAVO, M. A.; SON, J.; DE FREITAS, C. U.; GOUVEIA, N.; BELL, M. L. Air Pollution and Mortality in São Paulo, Brazil: 

Effects of Multiple Pollutants and Analysis of Susceptible Populations. Journal of Exposure Science & Environmental 

Epidemiology, v. 26, p. 150-161, 2016. DOI: 10.1038/jes.2014.90 

BRUNEKREEF, B.; BEELEN, R.; HOEK, G.; SCHOUTEN, L.; BAUSCH-GOLDBOHM, S.; FISCHER, P.; ARMSTRONG, B.; HUGHES, 

E.; JERRETT, M.; VAN DEN BRANDT, P. Effects of Long-Term Exposure to Traffic-Related Air Pollution on Respiratory and 

Cardiovascular Mortality in the Netherlands: The Nlcs-Air Study. Research Reports of the Health Effects Institute, p. 5-71, 2009. 

CALDERÓN-GARCIDUEÑAS, L.; CALDERÓN-GARCIDUEÑAS, A.; TORRES-JARDÓN, R.; AVILA-RAMÍREZ, J.; KULESZA, R. J.; 

ANGIULLI, A. D. Air Pollution and Your Brain: What Do You Need to Know Right Now. Primary Health Care Research & 

Development, v. 16, p. 329-345, 2015. https://doi.org/10.1017/S146342361400036X 

CASTRO, H. A.; CUNHA, M. F.; MENDONÇA, G. A.; JUNGER, W. L.; CUNHA-CRUZ, J.; LEON, A. P. Effect of Air Pollution on 

Lung Function in Schoolchildren in Rio De Janeiro, Brazil. Revista de Saúde Pública, v. 43, p. 26-34, 2009. 

CHANG, C. C.; CHEN, P. S.; YANG, C. Y. Short-Term Effects of Fine Particulate Air Pollution on Hospital Admissions for 

Cardiovascular Diseases: A Case-Crossover Study in a Tropical City. Journal of Toxicology Environmental Health A, v. 78, 

p. 267-277, 2015. https://doi.org/10.1080/15287394.2014.960044 

70 



CHEN, L.; JENNISON, B. L.; YANG, W.; OMAYE, S. T. Elementary School Absenteeism and Air Pollution. Inhalation 

Toxicology, v. 12, p. 997-1016, 2000. https://doi.org/10.1080/08958370050164626 

COMPANHIA AMBIENTAL DO ESTADO DE SÃO PAULO (CETESB). Emissões Veiculares no Estado de São Paulo 2014. São 

Paulo: CETESB, 2015. Disponível em: . Acesso em: 10 abr. 2017. 

DE PRINS, S.; DONS, E.; VAN POPPEL, M.; INT PANIS, L.; VAN DE MIEROOP, E.; NELEN, V.; COX, B.; NAWROT, T. S.; 

TEUGHELS, C.; SCHOETERS, G.; KOPPEN, G. Airway Oxidative Stress and Inflammation Markers in Exhaled Breath from 

Children Are Linked with Exposure to Black Carbon. Environmental International, v. 73, p. 440-446, 2014. https://doi. 

org/10.1016/j.envint.2014.06.017 

DEPARTAMENTO NACIONAL DE TRÂNSITO (DENATRAN). Frota de Veículos. 2014. Disponível em: . Acesso em: 26 abr. 2018. 

DOCKERY, D. W.; RICH, D. Q.; GOODMAN, P. G.; CLANCY, L.; OHMAN-STRICKLAND, P.; GEORGE, P.; KOTLOV, T. Effect of Air 

Pollution Control on Mortality and Hospital Admissions in Ireland. Research Reports of Health Effects Institute, p. 3-109, 2013. 

ESCUCIATTO, E.; DZIEDZIC, M.; VASCONCELOS, E. C. A influência da renovação da frota de veículos na qualidade do 

ar na região central de Curitiba. Revista Brasileira de Ciências Ambientais, n. 42, p. 2-11, 2016. DOI: 10.5327/Z2176- 

947820160198 

FAJERSZTAJN, L.; VERAS, M.; BARROZO, L. V.; SALDIVA, P. Air Pollution: A Potentially Modifiable Risk Factor for Lung 

Cancer. Nature Reviews Cancer, v. 13, p. 674-678, 2013. https://doi.org/10.1038/nrc3572 

FREITAS, C. U.; LEON, A. P.; JUNGER, W.; GOUVEIA, N. Air Pollution and Its Impacts on Health in Vitoria, Espirito Santo, 

Brazil. Revista de Saúde Pública, v. 50, n. 4, 2016. http://dx.doi.org/10.1590/S1518-8787.2016050005909 

GILLILAND, F. D.; BERHANE, K.; RAPPAPORT, E. B.; THOMAS, D. C.; AVOL, E.; GAUDERMAN, W. J.; LONDON, S. J.; MARGOLIS, 

H. G.; MCCONNELL, R.; ISLAM, K. T.; PETERS, J. M. The Effects of Ambient Air Pollution on School Absenteeism Due to 

Respiratory Illnesses. Epidemiology, v. 12, p. 43-54, 2001. 

GRABOW, M. L.; SPAK, S. N.; HOLLOWAY, T.; STONE, B.; MEDNICK, A. C.; PATZ, J. A. Air Quality and Exercise-Related 

Health Benefits from Reduced Car Travel in the Midwestern United States. Environmental Health Perspective, v. 120, p. 

68-76, 2012. https://dx.doi.org/10.1289%2Fehp.1103440 

HOEK, G.; KRISHNAN, R. M.; BEELEN, R.; PETERS, A.; OSTRO, B.; BRUNEKREEF, B.; KAUFMAN, J. D. Long-Term Air 

Pollution Exposure and Cardio- Respiratory Mortality: A Review. Environmental Health, v. 12, n. 43, 2013. https://doi. 

org/10.1186/1476-069X-12-43 

INSTITUTO BRASILEIRO DE GEOGRAFIA E ESTATÍSTICA (IBGE). Censo Demográfico. Rio de Janeiro: IBGE, 2000. 

______. Censo Demográfico. Rio de Janeiro: IBGE, 2010. 

______. Cidades: São Paulo – Informações Estatísticas. 2015. Disponível em: . Acesso em: 10 nov. 2017. 

INSTITUTO BRASILEIRO DO MEIO AMBIENTE E DOS RECURSOS NATURAIS RENOVÁVEIS (IBAMA) Programa de controle 

da poluição do ar por veículos automotores — Proconve/Promot. Coleção Meio Ambiente. Séries Diretrizes — 

Gestão Ambiental. 3 ed. Brasília: Ibama/Diqua, 2011. Disponível em: . Acesso em: 10 ago. 2017. 

INSTITUTO DE ENERGIA E MEIO AMBIENTE (IEMA). Padrões de Qualidade do Ar: Experiência Comparada Brasil, EUA e 

União Européia. São Paulo: Instituto de Energia e Meio Ambiente, 2012. Disponível em: . Acesso em: 20 nov. 2017. 

71 



LANKI, T.; HAMPEL, R.; TIITTANEN, P.; ANDRICH, S.; BEELEN, R.; BRUNEKREEF, B.; DRATVA, J.; DE FAIRE, U.; FUKS, K. B.; 

HOFFMANN, B.; IMBODEN, M.; JOUSILAHTI, P.; KOENIG, W.; MAHABADI, A. A.; KÜNZLI, N.; PEDERSEN, N. L.; PENELL, J.; 

PERSHAGEN, G.; PROBST-HENSCH, N. M.; SCHAFFNER, E.; SCHINDLER, C.; SUGIRI, D.; SWART, W. J.; TSAI, M. Y.; TURUNEN, A. 

W.; WEINMAYR, G.; WOLF, K.; YLI-TUOMI, T.; PETERS, A. Air Pollution from Road Traffic and Systemic Inflammation in Adults: 

A Cross-Sectional Analysis in the European Escape Project. Environmental Health Perspective, v. 123, p. 785-791, 2015. 

MARTINS, L. C.; LATORRE, M. O. R.; SALDIVA, P. H.; BRAGA, A. L. Air Pollution and Emergency Room Visits Due to Chronic 

Lower Respiratory Diseases in the Elderly: An Ecological Time-Series Study in São Paulo, Brazil. Journal of Occupational 

and Environmental Medicine, v. 44, p. 622-627, 2002. http://dx.doi.org/10.1097/01.jom.0000023250.57933.f2 

MIRAGLIA, S. G. E. K.; ABE, K. C. Avaliação de Impacto em Saúde (AIS): Coletânea de casos no Brasil. São Paulo, 2017. 

286 p. Disponível em: . Acesso em: 20 abr. 2018. 

PARK, H.; LEE, B.; HA, E. H.; LEE, J. T.; KIM, H.; HONG, Y. C. Association of Air Pollution with School Absenteeism Due to 

Illness. Archives of Pediatrics & Adolescent Medicine, v. 156, p. 1235-1239, 2002. DOI: 10.1001/archpedi.156.12.1235 

PASCAL, M.; CORSO, M.; CHANEL, O.; DECLERCQ, C.; BADALONI, C.; CESARONI, G.; HENSCHEL, S.; MEISTER, K.; HALUZA, 

D.; MARTIN-OLMEDO, P.; MEDINA, S.; APHEKOM GROUP. Assessing the Public Health Impacts of Urban Air Pollution in 

25 European Cities: Results of the Aphekom Project. Science of Total Environment, v. 449, p. 390-400, 2013. https://doi. 

org/10.1016/j.scitotenv.2013.01.077 

PÉREZ‐MARTÍNEZ, P. J.; ANDRADE, M. F.; MIRANDA, R. M. Traffic‐Related Air Quality Trends in São Paulo, Brazil. Journal 

of Geophysical Research: Atmospheres, v. 120, p. 6290-6304, 2015. https://doi.org/10.1002/2014JD022812 

POPE, C. A.; BURNETT, R. T.; THURSTON, G. D.; THUN, M. J.; CALLE, E. E.; KREWSKI, D.; GODLESKI, J. J. Cardiovascular 

Mortality and Long-Term Exposure to Particulate Air Pollution: Epidemiological Evidence of General Pathophysiological 

Pathways of Disease. Circulation, v. 109, p. 71-77, 2004. https://doi.org/10.1161/01.CIR.0000108927.80044.7F 

PREFEITURA DE SÃO PAULO. Velocidade Média no Trânsito (Km/h): município de São Paulo. 2016. Disponível em: 

. Acesso em: 20 nov. 2017. 

RAASCHOU-NIELSEN, O.; ANDERSEN, Z. J.; BEELEN, R.; SAMOLI, E.; STAFOGGIA, M.; WEINMAYR, G.; HOFFMANN, B.; 

FISCHER, P.; NIEUWENHUIJSEN, M. J.; BRUNEKREEF, B.; XUN, W. W.; KATSOUYANNI, K.; DIMAKOPOULOU, K.; SOMMAR, 

J.; FORSBERG, B.; MODIG, L.; OUDIN, A.; OFTEDAL, B.; SCHWARZE, P. E.; NAFSTAD, P.; DE FAIRE, U.; PEDERSEN, N. L.; 

OSTENSON, C. G.; FRATIGLIONI, L.; PENELL, J.; KOREK, M.; PERSHAGEN, G.; ERIKSEN, K. T.; SØRENSEN, M.; TJØNNELAND, 

A.; ELLERMANN, T.; EEFTENS, M.; PEETERS, P. H.; MELIEFSTE, K.; WANG, M.; BUENO-DE-MESQUITA, B.; KEY, T. J.; DE 

HOOGH, K.; CONCIN, H.; NAGEL, G.; VILIER, A.; GRIONI, S.; KROGH, V.; TSAI, M. Y.; RICCERI, F.; SACERDOTE, C.; GALASSI, 

C.; MIGLIORE, E.; RANZI, A.; CESARONI, G.; BADALONI, C.; FORASTIERE, F.; TAMAYO, I.; AMIANO, P.; DORRONSORO, M.; 

TRICHOPOULOU, A.; BAMIA, C.; VINEIS, P.; HOEK, G. Air Pollution and Lung Cancer Incidence in 17 European Cohorts: 

Prospective Analyses from the European Study of Cohorts for Air Pollution Effects (Escape). Lancet Oncolongy, v. 14, 

p. 813-822, 2013. https://doi.org/10.1016/S1470-2045(13)70279-1 

RODRIGUES-SILVA, F., SANTOS, U. P.; SALDIVA, P. H. N.; AMATO-LOURENÇO, L. F.; MIRAGLIA, S. G. K. Health Risks and 

Economic Costs of Absenteeism Due to Air Pollution in Sao Paulo, Brazil. Aerosol and Air Quality Research, v. 12, p. 826- 

833, 2012. DOI: 10.4209/aaqr.2011.12.0235 

ROMIEU, I.; LUGO, M. C.; VELASCO, S. R.; SANCHEZ, S.; MENESES, F.; HERNANDEZ, M. Air Pollution and School 

Absenteeism among Children in Mexico City. American Journal of Epidemiology, v. 136, p. 1524-1531, 1992. https:// 

doi.org/10.1093/oxfordjournals.aje.a116474 

SAX, S. N.; ZU, K.; GOODMAN, J. E. Air Pollution and Lung Cancer in Europe. Lancet Oncology, v. 14, p. e439-440, 2013. 

https://doi.org/10.1016/S1470-2045(13)70438-8 

72 



SEIGNEUR, C.; PUN, B.; LOHMAN, K.; WU, S. Y. Regional Modeling of the Atmospheric Fate and Transport of Benzene 

and Diesel Particles. Environmental Science Technology, v. 37, p. 5236-5246, 2003. DOI: 10.1021/es034433o 

SILVA, L. T.; ABE, K. C.; MIRAGLIA, S. G. E. K. Health Impact Assessment of Air Pollution in the City of Diadema, Brazil. 

Revista Brasileira de Ciências Ambientais, n. 46, p. 117-129, 2017. 

SILVEIRA, M.; FENNER, A. L. D. Health Impact Assessment (Hia): Analyses and Challenges to Brazilian Health Surveillance. 

Ciência e Saúde Coletiva, v. 22, p. 3205-3214, 2017. http://dx.doi.org/10.1590/1413-812320172210.18272017 

THURSTON, G. D.; BURNETT, R. T.; TURNER, M. C.; SHI, Y.; KREWSKI, D.; LALL, R.; ITO, K.; JERRETT, M.; GAPSTUR, S. M.; 

DIVER, W. R.; POPE, C. A. Ischemic Heart Disease Mortality and Long-Term Exposure to Source-Related Components of 

U.S. Fine Particle Air Pollution. Environmental Health Perspectives, 2016. DOI: 10.1289/ehp.1509777 

TO, T.; ZHU, J.; LARSEN, K.; SIMATOVIC, J.; FELDMAN, L.; RYCKMAN, K.; GERSHON, A.; LOUGHEED, M. D.; LICSKAI, C.; 

CHEN, H.; VILLENEUVE, P. J.; CRIGHTON, E.; SU, Y.; SADATSAFAVI, M.; WILLIAMS, D.; CARLSTEN, C.; NETWORK, C. R. R. 

Progression from Asthma to Chronic Obstructive Pulmonary Disease (Copd): Is Air Pollution a Risk Factor? American 

Journal of Respiratory and Critical Care Medicine, 2016. https://doi.org/10.1164/rccm.201510-1932OC 

VILLENEUVE, P. J.; WEICHENTHAL, S. A.; CROUSE, D.; MILLER, A. B.; TO, T.; MARTIN, R. V.; VAN DONKELAAR, A.; WALL, 

C.; BURNETT, R. T. Long-Term Exposure to Fine Particulate Matter Air Pollution and Mortality among Canadian Women. 

Epidemiology, v. 26, p. 536-545, 2015. https://doi.org/10.1097/EDE.0000000000000294 

WORLD HEALTH ORGANIZATION (WHO). Health Impact Assessment: Main Concepts and Suggested Approach. 

Bruxelas: WHO, 1999. Disponível em: . Acesso em: 20 nov. 2017. 

XIE, W.; LI, G.; ZHAO, D.; XIE, X.; WEI, Z.; WANG, W.; WANG, M.; LIU, W.; SUN, J.; JIA, Z.; ZHANG, Q.; LIU, J. Relationship 

between Fine Particulate Air Pollution and Ischaemic Heart Disease Morbidity and Mortality. Heart, v. 101, p. 257-263, 

2015. https://doi.org/10.1136/heartjnl-2014-306165 

XIONG, Q.; ZHAO, W.; GONG, Z.; TANG, T. Fine Particulate Matter Pollution and Hospital Admissions for Respiratory 

Diseases in Beijing, China. International Journal of Environmental Research Public Health, v. 12, p. 11880-11892, 2015. 

https://dx.doi.org/10.3390%2Fijerph120911880 

ZÚÑIGA, J.; TARAJIA, M.; HERRERA, V.; URRIOLA, W.; GÓMEZ, B.; MOTTA, J. Assessment of the Possible Association of Air 

Pollutants Pm10, O3, No2 with an Increase in Cardiovascular, Respiratory, and Diabetes Mortality in Panama City: A 2003 

to 2013 Data Analysis. Medicine (Baltimore), v. 95, p. e2464, 2016. https://doi.org/10.1097/MD.0000000000002464 



73 


DOI: 10.5327/Z2176-947820180299 

MODELOS ESTRUTURAIS DE BIOENGENHARIA DE SOLOS NA 

REVEGETAÇÃO DE PILHAS DE ESTÉRIL EM MINERAÇÃO A CÉU ABERTO 

SOIL BIOENGINEERING STRUCTURAL MODELS FOR THE 

REVEGETATION OF WASTE DUMPS IN OPENCAST MINING 

Maria Lucia Solera 

Doutoranda no Programa de 

Ciências Ambientais, Instituto de 

Ciência e Tecnologia, Universidade 

Estadual Paulista “Júlio de Mesquita 

Filho” (Unesp) – Sorocaba (SP), 

Brasil. Pesquisadora, Instituto de 

Pesquisas Tecnológicas do Estado 

de São Paulo (IPT) – São Paulo (SP), 

Brasil. 

Admilson Irio Ribeiro 

Docente do Programa de 

Pós-Graduação em Ciências 

Ambientais, Instituto de Ciência e 

Tecnologia, Unesp – Sorocaba (SP), 

Brasil. 

Caroline Almeida Souza 

Mestre em Economia Ecológica, 

Universidade de Edimburgo. 

Pesquisadora, IPT – 


Sofia Julia Alves 

Macedo Campos 

Mestre em Engenharia Civil, 

Universidade de São Paulo (USP). 

Pesquisadora, IPT – 



Maria Lucia Solera – Avenida 

Professor Almeida Prado, 532 – 

Cidade Universitária – 

CEP 05508-280 – Butantã, 

São Paulo (SP), Brasil – 

E-mail: lucinha@ipt.br 

Recebido: 06/10/2017 

Aceito: 18/12/2017 

RESUMO 

Os processos tecnológicos associados à extração mineral estão entre as 

principais formas de degradação do ambiente, com intenso efeito sobre 

a paisagem, podendo causar diversos danos ambientais. Dentre esses 

diferentes processos e subprodutos gerados, a pilha de estéril caracterizase 

como um novo ambiente formado pela operação mineral, sendo de 

difícil recomposição vegetal em função da deficiência de matéria orgânica 

e de nutrientes, além da heterogeneidade granulométrica do material. 

Este artigo discute a aplicabilidade de técnicas de bioengenharia de solos na 

recuperação do talude da pilha de estéril de uma mineração a céu aberto. 

Três modelos estruturais de bioengenharia de solos foram desenvolvidos, 

construídos e instalados no talude com vistas a promover a recuperação da 

área degradada: guirlanda, colmeia e retentor. Os índices desenvolvidos para 

avaliar o desempenho dos modelos indicam que a guirlanda apresentou os 

melhores resultados, destacando-se a baixa dificuldade, tanto na instalação 

do modelo na pilha de estéril quanto no preenchimento do solo-substrato/ 

sementes, além do alto desenvolvimento das espécies de adubação verde no 

modelo. O segundo melhor desempenho foi alcançado pelo modelo retentor 

e o pior desempenho foi obtido pelo modelo colmeia. 

Palavras-chave: mineração; pilha de estéril; recuperação ambiental; revegetação. 

ABSTRACT 

The technological processes associated to mineral extraction are among 

the main forms of environmental degradation, with an intense effect on 

the landscape, which may lead to several environmental damages. Among 

these different processes and by-products generated, the waste dump is 

characterized as a new environment formed by the mineral operation, 

with difficult vegetation recovery due to the deficiency of organic matter 

and nutrients, along with the granulometric heterogeneity of the material. 

This paper discusses the applicability of soil bioengineering techniques 

in recovering the slope of the waste dump from an opencast mining. 

Three structural models of soil bioengineering were developed, constructed 

and installed on the slope to recover the degraded area: guirlanda, colmeia 

and retentor. The indexes developed to assess the performance of the 

models indicate that guirlanda presented the best results, due to the low 

difficulty in both processes of installing the model on the waste dump and 

of filling the model with soil-substrate/seeds, besides the high development 

of green manure species in the model. The second best performance was 

achieved by the retentor model, and the worst one, by the colmeia model. 

Keywords: mining; waste dump; environmental reclamation; revegetation. 

74 


Modelos estruturais de bioengenharia de solos na revegetação de pilhas de estéril em mineração a céu aberto 

Os produtos minerários são recursos indispensáveis 

para atender às necessidades da população, principalmente 

quando relacionadas à alimentação, saúde, moradia 

e vestuário. Dessa forma, a atividade minerária 

seguirá ocorrendo, porém, deve-se procurar conciliar 

seu desenvolvimento com a minimização de impactos 

ambientais. 

Na exploração dos recursos naturais da mineração a 

céu aberto, as alterações da superfície revelam-se por 

meio do aspecto estético, ou seja, os elementos visuais 

da linha, a forma, a textura, a complexidade e a cor que 

compõem a paisagem são, geralmente, bastante marcantes 

no cenário afetado. 

Na atividade minerária, os processos tecnológicos 

associados à extração do minério envolvem a movimentação 

de grandes volumes de materiais, causando 

alterações na paisagem, modificando seu equilíbrio e 

resultando no desenvolvimento de novos ecossistemas 

(SILVA et al., 2010; DONTALA et al., 2015; DE QUADROS 

et al., 2016). 

Recuperar uma área degradada resultante da atividade 

minerária é uma obrigação das empresas mineradoras, 

a partir da elaboração do Plano de Recuperação 

de Áreas Degradadas (PRAD), que deve prever medidas 

de revegetação, com vistas a estabelecer ou restabelecer 

a cobertura vegetal, porém, muitas vezes não se 

observa coerência entre as medidas praticadas e aquelas 

preconizadas nesse plano (MECHI; SANCHES, 2010; 

ALMEIDA; SÁNCHEZ, 2005). 

Os primeiros processos de recuperação de áreas mineradas 

observados se preocupavam com a revegetação, 

visando ao rápido recobrimento da cobertura vegetal, 

controle da erosão e cumprimento da legislação (DIAS; 

ASSIS, 2011), ou mesmo para minimizar o impacto visual 

(MECHI; SANCHES, 2010). De fato, a revegetação 

é uma prática muito utilizada na China e na Índia para 

recuperar cenários de degradação oriundos da exploração 

do carvão, áreas carentes de matéria orgânica, 

que ocasionam grandes perturbações antropogênicas, 

conduzindo de forma drástica a degradação do solo, 

reduzindo a biomassa, a riqueza e a diversidade microbiana 

do solo (SRIVASTAVA et al., 2014; DE QUADROS 

et al. 2016; AGUS et al., 2016). O estabelecimento da 

cobertura vegetal utilizando práticas revegetacionais 

INTRODUÇÃO 

visa a atenuar os efeitos da atividade de exploração do 

carvão sobre a paisagem, além da questão da reconstrução 

do solo (ZHAO et al.; 2013), reduzir o escoamento 

superficial e a erosão do solo, e ser uma chave para 

a restauração de ecossistemas (ZHANG et al., 2015). 

Além disso, a revegetação pode atuar como um componente 

fitoestabilizador, combinando espécies tolerantes 

a solos extremamente ácidos de áreas mineradas 

(YANG et al., 2016). 

Entretanto, existem casos em que a vegetação não consegue 

se estabelecer em decorrência das características 

da área que se pretende recuperar, havendo necessidade 

de outras técnicas para que isso possa ocorrer. 

Um exemplo claro dessa situação é a recuperação 

de taludes de pilhas de estéril de áreas mineradas a 

céu aberto. 

Nesses casos, a recuperação por meio da revegetação 

sugere grandes dificuldades em virtude das granulometrias 

heterogêneas encontradas nessas áreas, consoante 

o material inerte descartado, em que a composição 

granulométrica é quem define a declividade dos 

taludes, conforme o ângulo de repouso do material. 

A heterogeneidade granulométrica da pilha de estéril 

proporciona dificuldades na determinação de propriedades 

geotécnicas do material como a coesão e o 

ângulo de atrito interno (ZHOU et al., 2013). Uma das 

dificuldades condicionantes está no cálculo do fator de 

segurança relativo à estabilidade da pilha, pois esses 

fatores são descritos somente em tabelas de referência 

para materiais de granulometrias específicas e a 

sequência de disposição nas pilhas resulta em diferentes 

seções geotécnicas para análise. Adicionalmente, 

as diferentes granulometrias e a elevada declividade 

podem afetar o desenvolvimento ou a recolonização 

da vegetação nativa por meio de processos naturais de 

sucessão, uma vez que os finos (material de granulometria 

entre as frações silte e argila) tendem a passar 

pelos vazios promovidos pelo embricamento de blocos 

de maiores dimensões na ocasião das precipitações, dificultando 

a retenção de umidade. 

Em complexos minerários, cujos depósitos de estéreis 

possuem granulometrias próximas às texturas encontradas 

em processos pedogenéticos, a inserção da vegetação 

torna-se facilitada, pois essas granulometrias tendem a 

uma condição próxima da natural (RIBEIRO et al., 2014). 

75 


Solera, M.L. et al. 

Contrário a essa perspectiva, os depósitos de bota-fora 

com matacões e poucos finos tendem a não fixar uma 

vegetação vicejante, pois a alta permeabilidade desfavorece 

a retenção de umidade no local e a disponibilidade 

de nutrientes, dificultando a colonização por 

espécies vegetais. 

No processo de recuperação desses taludes, a aplicação 

da adubação verde, utilizando espécies leguminosas, 

com base na sua periodicidade e na racionalização 

de sua aplicação, em longo e médio prazos, pode 

trazer imensuráveis benefícios ao solo (RIBEIRO, 2005). 

Essas espécies são fixadoras de carbono e nitrogênio, 

maximizam a ciclagem de nutrientes, favorecem a atividade 

biológica do solo, apresentam elevado potencial 

de produção de fitomassa e maior ocorrência de 

fungos micorrízicos arbusculares. Contribuem com a 

biodisponibilidade de nutrientes, promovendo a estruturação 

de agregados do solo, dando início ao processo 

de sucessão natural (CHAER et al., 2011; NOGUEIRA 

et al., 2012; BOLDT-BURISCH et al., 2015; NUSSBAU- 

MER et al., 2016; RASHID et al., 2016; SOUZA et al., 

2016; VERGANI; GRAF, 2016). 

O sucesso da recuperação de uma área degradada pela 

mineração não depende somente das características da 

área a ser recuperada. A escolha correta das espécies, 

as fontes de propágulos, polinizadores e dispersores de 

sementes e seus efeitos benéficos sobre o solo é que irá 

definir sua capacidade de melhorar o solo da área que 

está sendo recuperada (CHAER et al., 2011; MUKHO- 

PADHYAY et al., 2013). Dessa forma, em projetos de recuperação, 

faz-se necessário conhecer os métodos e as 

técnicas a serem aplicados com vistas a criar condições 

básicas para a sua recuperação. Assim, considera-se que 

a área degradada pela atividade minerária possa ser recuperada 

utilizando técnicas alternativas das usualmente 

praticadas e preconizadas nos PRADs. 

A literatura nos traz alternativas técnicas de recuperação, 

em diferentes contextos de degradação, passíveis 

de serem aplicadas em áreas degradadas pós-mineração. 

Nesta perspectiva, evidencia-se a bioengenharia 

de solos, tecnologia contextualizada no subdomínio 

da engenharia civil, com os mesmos objetivos e fundamentos 

técnicos, aliados à percepção ecológica por 

meio de soluções construtivas criativas, na medida em 

que faz uso de materiais vivos (SCHIECHTL, 1980). 

De caráter multidisciplinar, a bioengenharia de solos 

emprega materiais naturais, vivos ou mortos, isolados 

ou conjugados com materiais inertes e é usada tradicionalmente 

para estabilizar margens de cursos d’água 

e taludes naturais ou construídos (DURLO; SUTILI, 

2005). Essa combinação forma sistemas vivos, conjugando 

funcionalidade estrutural e ecológica, podendo 

ser utilizada para recuperar diferentes contextos de 

degradação (GRAY; SOTIR, 1996; SUTILI, 2007; EVETTE 

et al., 2009; FERNANDES; FREITAS, 2011). 

A bioengenharia de solos faz uso das práticas da engenharia 

convencional associadas a princípios ecológicos 

integrados; e a ecoengenharia é uma estratégia ecológica 

e econômica, de longo prazo, na gestão de áreas 

relacionadas às alterações naturais ou causadas pelo 

homem. São áreas inseridas na engenharia ecológica, 

definidas como a concepção de ecossistemas sustentáveis, 

que integram a sociedade humana com o ambiente 

natural, com benefício para ambos (STOKES et al., 2014). 

Nesse contexto, o objetivo deste artigo é discutir o 

potencial de aplicabilidade de modelos estruturais de 

bioengenharia de solos para promover a recuperação 

de talude da pilha de estéril resultante da exploração 

de rocha fosfática (apatita) na Vale Fertilizantes em Cajati, 

São Paulo. 

Quanto à natureza deste estudo, o método adotado 

consistiu de uma pesquisa aplicada e exploratória na 

busca por modelos estruturais de bioengenharia de 


Pesquisa bibliográfica e reconhecimento de campo 

solos com aptidão para recuperar área degradada 

pela atividade minerária ou adaptação de modelos 

já existentes. 

Inicialmente, realizou-se uma busca por meio da literatura 

especializada que descreve uma diversidade de técnicas e/ 

ou métodos no campo da bioengenharia de solos. Em paralelo, 

foi realizado o reconhecimento de campo, considerando 

as principais etapas da atividade minerária, conforme 

indicado por Fornasari Filho et al. (1992): áreas lavradas 

76 



(bancadas e taludes); áreas de disposição de estéril e rejeito 

(bota-fora e barragem de rejeito); área industrial (entorno 

das unidades de beneficiamento e áreas de apoio, 

estocagem, vias de circulação, escritório e oficinas). 

No reconhecimento de campo foram visitadas seis áreas, 

localizadas nos estados de São Paulo, Goiás, Minas Gerais 

e Paraíba, com técnicas de recuperação ambiental, no 

contexto da bioengenharia de solos, compreendendo: 

parques urbanos, rodovias, área de mineração e áreas 

de empréstimo de hidrelétrica. As técnicas empregadas 

nessas áreas tinham como principal finalidade controlar 

Área de estudo 

Os estudos foram conduzidos na Mina Vale Cajati, que integra 

o Complexo Mineroquímico da Vale Fertilizantes, situada 

na região central do município de Cajati, ao norte de 

sua área urbanizada, no Vale do Ribeira, região sul do estado 

de São Paulo (Figura 1), compreendendo as coordenadas 

de 24 o 41’00”/24 o 43’00”S e 48 o 07’00”/48 o 09’00”W. 

É uma região que se caracteriza como uma das mais importantes 

do estado de São Paulo por abrigar uma rica 

biodiversidade e possuir o maior contínuo remanescente 

de Mata Atlântica do país (KRONKA, 2007). 

A região do Vale do Ribeira, na qual se localiza a mina 

de Cajati, está representada pela Floresta Ombrófila 

Densa, com características ombrotérmicas, ligada a 

fatores climáticos tropicais de temperaturas elevadas, 

com médias de 25 o C e com alta precipitação pluviométrica 

bem distribuída durante o ano, de 0 a 60 dias secos, 

sem períodos biologicamente secos (IBGE, 2012). 

Os Sistemas de Classificação Climática (SCC) definem 

os climas de diferentes regiões a partir das variáveis 

a erosão, inclusive no estágio de boçorocamento, estabilizar 

talude fluvial, encostas naturais ou taludes de 

corte e aterro. As características dessas técnicas foram 

analisadas por Solera et al. (2014). O reconhecimento 

da aplicação das técnicas de bioengenharia foi agregado 

aos conhecimentos obtidos na literatura, revelando que 

as técnicas aplicadas em diferentes contextos de degradação 

apresentavam similaridades com as da literatura 

e estavam compatíveis com os objetivos de recuperação 

e processos envolvidos, evidenciando-se, também, 

o potencial de aplicação em taludes de pilhas de estéril 

(SOLERA et al., 2014). 

temperatura, umidade e chuva. O sistema, notadamente 

mais bem utilizado na atualidade, proposto por 

Köppen (1928), partiu do entendimento de que a vegetação 

natural é a melhor expressão do clima de uma 

região. Essa classificação foi modificada para o Brasil 

por Setzer (1966) para inserção do tipo climático Am 

(tropical com chuvas excessivas e inverno seco). 

Em contexto mais amplo, o município de Cajati, conforme 

Setzer (1966), encontra-se nas faixas de climas 

dos tipos Cfa (subtropical quente sem estação seca) e 

Cfb (subtropical temperado sem estação seca), classificados 

como subtropical, em que: Cfa é quente sem 

estação seca, com temperatura média do mês mais 

frio inferior a 18 o C, e do mês mais quente igual ou superior 

a 22 o C e chuvas superiores ou iguais a 30 mm; 

e Cfb é temperado sem estação quente, com temperatura 

média do mês mais frio inferior a 18 o C, e do 

mês mais quente inferior a 22 o C e chuvas superiores 

ou iguais a 30 mm. 

América 

do Sul 

Estado de São Paulo 

Área de estudo 

Município de Cajati 

Figura 1 – Localização do Complexo Mineroquímico da Vale Fertilizantes – Unidade Cajati. 

77 



Área experimental 

Na escolha da área experimental foi adotada como 

premissa que a área deveria apresentar condições 

adequadas para a finalidade do experimento, ou seja, 

condições favoráveis para o desenvolvimento e a instalação 

dos modelos estruturais de bioengenharia de 

solos. Assim, para a escolha da área foram identificados 

os critérios de seleção e classificados com escala 

relativa qualitativa a semiquantitativa, a saber: contexto 

da paisagem (entorno 1 km — florestal); disposição 

da empresa em colaborar com o estudo (alta); segurança 

e proteção do experimento (alta); dificuldade para 

implantar o experimento (alta); e ausência de relatos 

na literatura acerca da aplicação da bioengenharia de 

solos em talude de pilha de estéril (sim). Esses critérios 

de seleção, considerados como relevantes, foram analisados 

a partir de informações obtidas em campo, de 

modo a orientar a escolha da área. 

Na análise desses critérios e com vistas a contribuir 

com os objetivos deste artigo foi escolhido o talude 

da pilha de estéril do bota-fora oeste do Complexo 

Mineroquímico da Vale Fertilizantes (Figuras 2 e 3), assim 

designado devido à sua localização na área dessa 

empresa. O talude tem área de 35 ha, altura máxima 

de 80 m, bancadas com alturas que variam entre 10 e 

20 m com duas faces, sendo uma com 76 m de extensão 

e outra com 106 m. Para efeito deste estudo foi 

utilizada somente uma face do talude, com 16,70 m de 

altura, 50 m de extensão e inclinação superior a 45 o . 

Desenvolvimento dos modelos estruturais 

O conhecimento das técnicas descritas na literatura 

e as aplicações em campo mostraram a inexistência 

de técnicas específicas e compatíveis com 

as condições locais para recuperar o talude da pilha 

de estéril do Complexo Mineroquímico da Vale 

Fertilizantes. 

Diante da heterogeneidade do material depositado na 

pilha e do elevado índice de vazios, para auxiliar na escolha 

de modelos de recuperação de bioengenharia de 

solos foi realizado um teste experimental em uma das 

faces do talude da pilha de estéril, com a colocação de 

solo/substrato sobre os blocos e simulação da precipitação, 

de modo a observar a perda de finos. 

Fonte: Modificado de Google Earth, 

versão 7.3.0 (data da imagem: 03/05/2013). 

Figura 2 – Localização da área experimental. 

Figura 3 – Feição geral de talude da pilha de estéril. 

78 



Os resultados obtidos com o teste, apresentados em 

Ribeiro et al. (2014), sugeriram optar por técnicas com 

função de promover a retenção do solo para viabilizar 

a introdução de vegetação. Essa etapa contribuiu para 

a idealização de três protótipos, a partir da adaptação 

de técnicas já existentes, praticadas e consolidadas em 

contextos diversos de degradação. 

Os protótipos foram construídos com materiais naturais 

e submetidos a um teste piloto em talude construído 

com altura média de 8 m, largura de 5 m e inclinação 

de 23 o . Nesse talude foi realizada a conformação 

geométrica de modo a obter inclinação e configuração 

mais uniformes. 

Construção dos modelos estruturais 

Três modelos estruturais denominados guirlanda, colmeia 

e retentor foram projetados e dimensionados de 

forma a receber uma espessura mínima de 0,20 m de 

solo em sua porção interna. A construção desses modelos 

consistiu de uma etapa do projeto que definiu as 

dimensões, os espaçamentos e o posicionamento no 

talude da pilha de estéril (Figura 4). Os modelos foram 

construídos de forma que houvesse uma parte interna 

Os modelos estruturais foram construídos para reter 

o solo e propiciar as condições necessárias à germinação 

das sementes e ao desenvolvimento das plântulas, 

possuir leveza e flexibilidade, de forma a facilitar sua 

instalação no talude, considerando uma altura aproximada 

de 17 m e inclinação superior a 45 o , ou seja, 

condições de difícil acesso. Também foi considerada a 

fixação ao talude, sem o risco de escorregamento da 

estrutura. Desse modo, optou-se por utilizar uma fibra 

têxtil vegetal (Corchorus capsulari — juta) como principal 

material construtivo, que, além de oferecer leveza 

e flexibilidade, é mais bem incorporada ao meio, devido 

à sua biodegradabilidade. 

para receber o solo com sementes de leguminosas de 

Crotalaria juncea, Mucuna aterrima e Cajanus cajan. 

O uso de leguminosas conjugadas com os modelos estruturais 

consistiu da primeira etapa de recuperação, 

visando promover condições para fixação e produção 

vegetal em área onde não há suporte para se proceder 

ao plantio de arbóreas, bem como o desenvolvimento 

natural da vegetação. 

2,0 

5,0 

4,0 

1,0 

Estrutura tipo guirlanda 

2,0 

1,0 1,0 

0,2 

0,6 

2,0 

9,4 

2,0 

Estrutura tipo retentor 

1,0 

0,2 

1,0 

0,2 

1,0 

1,0 

10,0 

2,0 

2,0 

1,8 

0,9 0,9 

2,0 2,0 

0,5 

3,0 

Estrutura tipo colmeia 

0,8 

Figura 4 – Projeto com posicionamento dos modelos estruturais no 

talude e detalhe com dimensões das estruturas de bioengenharia de solos. 

79 



Finalizado o projeto, procedeu-se à confecção dos modelos 

estruturais de bioengenharia de solos. Para o 

modelo estrutural colmeia foram utilizados 10,00 m 

de tecido de juta com 1,00 m de largura. Cortes, dobras 

e grampeamentos foram necessários para obter 

a forma projetada, ficando o modelo com 3,00 m de 

comprimento, 0,80 m de largura e altura de 0,30 m. 

Essa estrutura foi idealizada a partir da arquitetura 

das colmeias construídas pelas abelhas e das geocélulas 

empregadas em obras de engenharia geotécnica. 

No modelo estrutural guirlanda, 3,30 m de tecido, com 

1,00 m de largura foram utilizados, ficando com 1,00 

m de diâmetro externo, 0,60 m de diâmetro interno e 

0,20 m de altura. Idealizado a partir de técnicas já existentes 

utilizadas para preencher ravinas (solo ensacado), 

reduzir a velocidade da água em áreas inclinadas, 

por meio de murundus em linhas de solo ensacado, o 

modelo estrutural retentor foi construído a partir da 

união de duas sacarias de café de 0,90 m, fechadas 

com fio de sisal, ficando com 1,80 m de comprimento 

e 0,50 m de largura, amarradas a uma corda e lançadas 

ao talude. 

Assim, visando à melhor relação custo/benefício e biodegradabilidade 

para a construção dos modelos estruturais, 

foi utilizada a tela de juta-P-9100 S/F (fibra têxtil 

vegetal — Corchorus capsulari) como principal material 

construtivo para os modelos estruturais denominados 

colmeia e guirlanda. Nesse último, além da juta, foi utilizada 

a palha de junco seca, resíduo originado de atividades 

industriais, como material complementar de 

preenchimento, que lhe conferiu a forma circular, e fio 

de sisal para fechamento da estrutura. Para o modelo 

estrutural retentor, optou-se pelo reuso de sacarias de 

café, cuja matéria-prima também é a juta. 

Preparação do talude para instalação dos modelos estruturais 

Em novembro de 2014 foi lançada sobre o talude da 

pilha de estéril uma camada de 0,10 m de areia calcária 

(Figura 5A), material remanescente das atividades 

de mineração (rejeito) da Vale. Essa etapa, necessária 

à instalação dos modelos estruturais, teve como finalidade 

regularizar a superfície e promover o acesso 

mais seguro para a instalação das estruturas, além de 

proporcionar certo preenchimento dos vazios existentes 

no talude. Em abril de 2015 foi realizada a delimitação 

do talude em quatro setores, com espaçamento 

de 50 m cada. Cada um desses setores foi dividido em 

cinco campos de 10 m para posicionamento das unidades 

de cada modelo estrutural. Somente três deles 

foram utilizados no experimento, um para cada modelo 

estrutural de bioengenharia de solos, nos quais 

foi observada a ocorrência do processo natural de 

propagação do capim-napier (Pennisetum purpureum) 

(Figura 5B). 

A 

B 

Figura 5 – (A) Regularização da superfície do talude com areia calcária; 

(B) solo-substrato homogeneizado com sementes e propagação natural de capim-napier 

na área experimental (imagem aérea capturada com veículo aéreo não tripulado — VANT). 

80 



Instalação dos modelos estruturais 

Para a instalação dos modelos estruturais (Figuras 6A, 

6B e 6C), utilizou-se técnica de rapel, devido à configuração 

dos modelos estruturais e das características do 

talude da pilha de estéril. A instalação dos modelos estruturais 

guirlanda (32 unidades) e colmeia (12 unidades) 

teve início a partir da base do talude até sua crista. 

Índices de desempenho 

A avaliação de desempenho dos modelos estruturais de 

bioengenharia de solos foi realizada com vistas a responder 

se os modelos possuíam potencial de aplicabilidade 

para recuperar o talude da pilha de estéril ou outros contextos 

de degradação de áreas mineradas semelhantes à 

área deste estudo. Para tanto, foi realizada uma análise 

utilizando seis critérios: critério 1 = confecção do modelo 

(dificuldade); critério 2 = confecção do modelo (custo); 

critério 3 = instalação do modelo (dificuldade); critério 4 = 

colocação do solo-substrato/sementes (dificuldade); critério 

5 = retenção do solo-substrato/sementes e critério 

6 = adubação verde (desenvolvimento). Esses critérios 

foram estabelecidos a partir de informações e situações 

observadas em quatro campanhas de campo, imagens fotográficas 

e imagens capturadas por veículo aéreo não tripulado 

(VANT), durante um período de 15 meses após a 

Após a instalação, os modelos estruturais guirlanda e 

colmeia receberam camada do solo-substrato homogeneizado 

com sementes de leguminosas de Crotalaria 

juncea, Mucuna aterrima e Cajanus cajan (Figura 5B), 

utilizando um duto condutor de solo, que conduziu a 

mistura até cada uma das unidades estruturais. Particularmente 

para o modelo estrutural retentor (15 unidades), 

optou-se pelo simples lançamento no talude 

a partir da crista após seu preenchimento com solo- 

-substrato e posicionamento final no talude utilizando 

também a técnica de rapel. 

instalação dos modelos estruturais. Os critérios retenção 

do solo-substrato/sementes e adubação verde (desenvolvimento) 

estão relacionados à estruturação de agregados 

do solo, por meio do sistema radicular das plantas com 

vistas a favorecer a sucessão natural (NOGUEIRA et al., 

2012; ROSA et al., 2014; COLODETE et al., 2014; CAPILLERI 

et al., 2016; STUMPF et al., 2016). O critério confecção do 

modelo (custo) está relacionado ao uso de material local 

e natural, inserido no conceito de bioengenharia de solos, 

o que lhe confere menor custo se comparado às técnicas 

tradicionais da engenharia (LI; EDDLEMAN, 2002; LI, 

2006; PINTO, 2009). Para o critério instalação do modelo 

(dificuldade), a declividade é um fator que influencia a estabilidade 

de um talude na instalação de uma técnica de 

bioengenharia de solos (BISCHETTI et al., 2010), além da 

própria configuração do modelo. 

A B C 

Figura 6 – Vista geral do talude após instalação das estruturas: 

(A) modelo estrutural colmeia; (B) modelo estrutural retentor; (C) modelo estrutural guirlanda. 

81 



Já os critérios confecção do modelo e colocação do solo-substrato/sementes 

foram selecionados a partir da 

experiência deste estudo. Na confecção, a dificuldade 

foi atribuída ao manuseio do material construtivo 

que originou os modelos colmeia e guirlanda e, para 

o critério colocação do solo-substrato, foi conferida ao 

posicionamento do duto condutor no talude no preenchimento 

dos modelos guirlanda e colmeia. 

Na atribuição da pontuação, para os seis critérios 

preestabelecidos, os escores foram definidos assumindo 

que o maior valor representa melhor desempenho e 

o valor mais baixo, desempenho ruim (ALVES; BASTOS, 

2011). A esses escores foram atribuídos valores correspondentes 

a números inteiros: 0 (baixo desempenho), 

1 (médio desempenho) e 2 (bom desempenho) para 

cada critério relacionado aos modelos estruturais. Dessa 

forma, foram obtidos dois índices de desempenho: 

o índice de desempenho dos critérios (I C 

) e o índice de 

desempenho dos modelos estruturais (I ME 

), utilizando- 

-se as Equações 1 e 2: 

EC 

IC 

= (1) 

E max 

I 

ME 

= 1 

N 

∑ 

C 

I 

C 

(2) 

Em que: 

I C 

= o índice de desempenho dos critérios; 

I ME 

= o índice de desempenho dos modelos estruturais; 

N = o número de critérios; 

E C 

= o escore do c-ésimo critério (c = 1 a 6); 

Emax C 

= o escore máximo do c-ésimo. 

C = c-ésimo critério (c = 1 a 6), onde 1 = confecção 

(dificuldade), 2 = confecção (custo), 3 = instalação 

(dificuldade), 4 = colocação do solo-substrato (dificuldade), 

5 = retenção do solo-substrato e 6 = adubação 

verde (desenvolvimento). 

Os valores obtidos com a aplicação da Equação 1 mostram 

o desempenho de cada modelo estrutural — colmeia, 

retentor e guirlanda — aplicado na área experimental, 

para cada critério analisado individualmente. 

A aplicação da Equação 2 gerou o índice de desempenho 

de cada modelo estrutural para o conjunto de critérios 

analisados. 

O desempenho final de cada modelo estrutural foi classificado 

em baixo, médio e bom, gerando três intervalos 

qualitativos com base nos valores de I ME 

obtidos, 

sendo: baixo desempenho (I ME 

= 0,00 a 0,33), médio 

desempenho (I ME 

= 0,34 a 0,67) e bom desempenho 

(I ME 

= 0,68 a 1,00). 

O Quadro 1 e a Figura 7 apresentam os resultados 

obtidos com a aplicação dos modelos estruturais 

colmeia, retentor e guirlanda na área experimental. 

Comparando-se o desempenho de I ME 

dos modelos 

estruturais, percebe-se que a colmeia apresentou 

desempenho baixo e o retentor desempenho médio, 

com valores de I ME 

de 0,17 e 0,58, respectivamente, 

já a guirlanda mostrou bom desempenho, com valor 

de I ME 

de 0,75. Esses resultados sugerem que para 

os modelos estruturais de bioengenharia de solos 

aplicados na situação verificada na pilha de estéril, 

o modelo estrutural guirlanda mostrou-se mais eficiente, 

exercendo de maneira satisfatória as funções 

para as quais foi projetado. 


Entretanto, ainda que os modelos estruturais tenham 

alcançado diferentes faixas de desempenho, 

considera-se que todos os modelos apresentam elevado 

potencial de aplicabilidade. Particularmente 

para o modelo guirlanda, de estrutura circular e vazada, 

tem-se que o bom desempenho foi atribuído à 

leveza do modelo, facilidade de instalação, fixação 

no talude e de transporte. A forma e a dimensão do 

modelo também favoreceram o desenvolvimento 

da adubação. 

Dos critérios adotados para avaliar o desempenho 

dos modelos estruturais, na avaliação geral, a guirlanda 

obteve bom desempenho (I ME 

= 0,75), sendo que 

os menores valores foram para os critérios: confecção 

do modelo (dificuldade), com I C 

= 0,50; confecção 

do modelo (custo), com I C 

= 0,50 e retenção do 

solo-substrato/sementes, com I C 

= 0,50. Os maiores 

valores foram para os critérios: instalação do modelo 

(dificuldade), com I C 

= 1,00; colocação solo-substrato/ 

sementes (dificuldade), com I C 

= 1,00 e desenvolvimento 

da adubação verde, com I C 

= 1,00. 

Ao contrário da guirlanda, o modelo retentor obteve 

maior avaliação nos critérios confecção do modelo (dificuldade), 

com I C 

= 1,00 e confecção dos modelos (custo), 

82 



com I C 

= 1,00; e menores valores para os critérios: instalação 

do modelo (dificuldade), com I C 

= 0,00; colocação 

do solo-substrato/sementes (dificuldade), com I C 

= 0,50; 

retenção do solo/sementes, com I C 

= 0,50 e desenvolvimento 


= 0,50; e, ainda assim, 

obteve desempenho médio (I ME 

= 0,58). 

Quadro 1 – Critérios de desempenho dos modelos estruturais de bioengenharia de solos. 

Modelos/critérios Colmeia I C 

Retentor I C 

Guirlanda I C 

Confecção 

do modelo 

(dificuldade) 

Alta: unir peças do 

tecido, dobrar e 

pregar para formar as 

células 

0,00 

Baixa: a sacaria de 

café facilitou a costura 

ajustada ao projeto 

1,00 

Média: dar forma ao 

modelo com palha de 

junco seca e fechar com 

fio de sisal 

0,50 

Confecção do 

modelo (custo) 

Médio: uso de 

fibra têxtil vegetal 

(Corchorus 

capsulari — juta) 

e grampos 

0,50 

Baixo: reuso de sacarias 

de café e fio de sisal 

para unir as sacarias 

1,00 

Médio: uso de fibra 

têxtil vegetal (Corchorus 

capsulari — juta); fio 

de sisal; contratação de 

terceiros; construção 

do modelo 

0,50 

Instalação 

do modelo 

(dificuldade) 

Média: dificuldade 

de fixar e estaquear 

o modelo no talude 

devido à dimensão 

0,50 

Alta: grande esforço 

na instalação 

devido ao peso da 

própria estrutura, 

não favorecendo 

o posicionamento 

no talude 

0,00 

Baixa: modelo 

apresenta leveza, fácil 

de transportar, instalar 

e estaquear 

1,00 

Colocação solosubstrato/sementes 

(dificuldade) 

Alta: colocar mistura 

solo-substrato/ 

sementes com duto 

coletor em cada uma 

das células 

0,00 

Média: o solosubstrato/ 

sementes foi 

colocado fora do talude 

0,50 

Baixa: colocação do 

solo-substrato no 

modelo com duto 

coletor no talude 

1,00 

Retenção do solosubstrato/sementes 

Baixa: grande perda 

de solo devido ao 

posicionamento do 

modelo no talude de 

alta declividade 

0,00 

Média: menor perda 

de solo-substrato/ 

sementes devido à 

configuração do modelo 

0,50 

Média: menor perda 

de solo-substrato/ 

sementes devido à 

configuração do modelo 

0,50 

Adubação verde 

(desenvolvimento) 

Baixo: perda de 

solo-substrato/ 

sementes devido 

à deformação do 

modelo, prejudicando 

a adubação verde 

0,00 

Médio: necessidade 

de fazer aberturas na 

estrutura para auxiliar a 

adubação verde 

0,50 

Alto: configuração 

favoreceu 


1,00 

Desempenho/I ME baixo 0,17 médio 0,58 bom 0,75 

I C 

: índice de desempenho dos critérios; I ME 

: índice de desempenho dos modelos estruturais. 

83 



Desenvolvimento 


Confecção do modelo 

1 

0,8 

0,6 

0,4 

0,2 

0 

Custo do modelo 

Retenção do 

solo-substrato 

Instalação do modelo 

Colocação do solo-substrato 

Estrutura colmeia Estrutura retentor Estrutura guirlanda 

Figura 7 – Desempenho (I C 

) dos modelos estruturais de bioengenharia de solos. 

O baixo desempenho da colmeia (I ME 

= 0,17) deve-se aos 

menores valores atribuídos a quatro dos seis critérios: confecção 

dos modelos (dificuldade), com I C 

= 0,00; colocação 

solo-substrato/sementes (dificuldade), com I C 

= 0,00; 

retenção do solo-substrato/sementes, com I C 

= 0,00; desenvolvimento 


= 0,00; e valores 

maiores para os critérios: confecção do modelo (custo), 

com I C 

= 0,50 e instalação do modelo (dificuldades), 

com I C 

= 0,50. 

Os critérios utilizados para este estudo foram considerados 

suficientes e satisfatórios para alcançar 

o objetivo deste trabalho na avaliação dos modelos 

estruturais de bioengenharia de solos, mesmo considerando 

a possibilidade de se adotar um maior número 

de critérios de seleção para avaliar de forma mais 

detalhada o desempenho dos modelos guirlanda, colmeia 

e retentor. 

CONCLUSÕES 

O estudo realizado mostrou a aplicabilidade de modelos 

estruturais de bioengenharia de solos para recuperar o 

talude da pilha de estéril no Complexo Mineroquímico 

da Vale Fertilizantes, Cajati, São Paulo, tendo se destacado 

o modelo guirlanda. Os critérios preestabelecidos 

especificamente para avaliar esses modelos indicam 

potencial de aplicabilidade em futuros projetos de pesquisas 

para recuperar situações similares de degradação 

em áreas de mineração a céu aberto. São modelos de 

simples construção, possuem flexibilidade, dispensam o 

uso de mão de obra especializada e maquinários pesados 

e oferecem melhor custo-benefício se comparados 

aos métodos tradicionais de recuperação em áreas de 

disposição de estéril e rejeito (bota-fora). 

Tratando-se de uma tecnologia comumente praticada 

para estabilizar margens de cursos d’água e taludes 

naturais ou construídos, a aplicação dos modelos estruturais 

constitui um desafio nas condições verificadas 

nas pilhas de estéril, considerando as dificuldades 

relacionadas ao ineditismo do tema, cuja aplicação da 

tecnologia ainda é incipiente no meio técnico-científico 

para esse fim. 

84 



Em termos de aperfeiçoamento das técnicas que possam 

ser aplicadas nesse segmento de pesquisa, muito 

há que se investigar com vistas a ampliar seu potencial 

de uso, no desenvolvimento de novas técnicas específicas 

para taludes de pilha de estéril e/ou na avaliação 

de outras técnicas descritas na literatura, ou mesmo na 

escolha do material construtivo, dimensões estruturais 

e monitoramento de desempenho perante condições 

de formação de substrato para suporte de vegetação 

de porte arbustivo. 

Os autores agradecem à Fundação de Amparo à Pesquisa 

do Estado de São Paulo (FAPESP), à Vale S.A., 

ao Instituto de Pesquisas Tecnológicas do Estado de 


São Paulo e aos colegas Caio Pompeu Cavalhieri, Priscila 

Ikematsu, Mariana Hortelani Carneseca Longo, Omar 

Yazbek Bitar e Ana Maria Azevedo Dantas Marins. 

REFERÊNCIAS 

AGUS, C.; PUTRA, P. B.; FARIDAH, E.; WULANDARI, D.; NAPITUPULU, R. R. Organic carbon stock and their dynamics in 

rehabilitation ecosystem areas of post open coal mining at tropical region. Procedia Engineering, v. 159, p. 329-337, 

2016. DOI: https://doi.org/10.1016/j.proeng.2016.08.201 

ALMEIDA, R. O. P. O.; SÁNCHEZ, L. H. Revegetação de áreas de mineração: critérios de monitoramento e avaliação do 

desempenho. Revista Árvore, Viçosa, v. 29, n. 1, p. 47-54, 2005. DOI: http://dx.doi.org/10.1590/S0100-67622005000100006 

ALVES, L. B.; BASTOS, R. P. Sustentabilidade em Silvânia (GO): o caso dos assentamentos rurais São Sebastião da 

Garganta e João de Deus. Revista de Economia e Sociologia Rural, v. 49, n. 2, p. 419-448, 2011. DOI: http://dx.doi. 

org/10.1590/S0103-20032011000200007 

BISCHETTI, G. B.; CHIARADIA, E. A.; D’AGOSTINO, V.; SIMONATO, T. Quantifying the effect of brush layering on slope 

stability. Ecological Engineering, v. 36, n. 3, p. 258-264, 2010. DOI: https://doi.org/10.1016/j.ecoleng.2009.03.019 

BOLDT-BURISCH, K.; NAETH, M. A.; SCHNEIDER, B. U.; HÜTTL, R. F. Linkage between root systems of three pioneer plant 

species and soil nitrogen during early reclamation of a mine site in Lusatia, Germany. Restoration Ecology, v. 23, n. 4, 

p. 357-365, 2015. DOI: 10.1111/rec.12190 

CAPILLERI, P. P.; MOTTA, E.; RACITI, E. Experimental study on native plant root tensile strength for slope stabilization. 

Procedia Engineering, v. 158, p. 116-121, 2016. DOI: https://doi.org/10.1016/j.proeng.2016.08.415 

CHAER, G. M.; RESENDE, A. S.; CAMPELLO, E. F. C.; FARIA, S. M.; BODDEY, R. M. Use nitrogen-fixing legume trees to 

revegetate degraded lands. Tree Physiology, v. 00, p. 1-11, 2011. DOI: 10.1093/treephys/tpq116 

COLODETE, C. M.; DOBBSS, L. B.; RAMOS, A. C. Aplicação das micorrizas arbusculares na recuperação de áreas 

impactadas. Natureza on line, v. 12, n. 1, p. 31-37, 2014. 

DE QUADROS, P. D.; ZHALNINA, K.; DAVIS-RICHARDSON, A. G.; DREW, J. C.; MENEZES, F. B.; CAMARGO, F. A. O.; TRIPLETT, 

E. W. Coal mining practices reduce the microbial biomass, richness and diversity of soil. Applied Soil Ecology, v. 98, 

p. 195-203, 2016. DOI: https://doi.org/10.1016/j.apsoil.2015.10.016 

DIAS, L. E.; ASSIS, I. R. Restauração ecológica em áreas degradadas pela mineração. In: SIMPÓSIO DE RESTAURAÇÃO 

ECOLÓGICA: DESAFIOS ATUAIS E FUTUROS, 4., 2011, São Paulo. Anais... São Paulo: Instituto de Botânica/SMA, 2011. 

85 



DONTALA, S. P.; REDDY, T. B.; VADDE, R. Environmental aspects and impacts its mitigation measures of corporate coal 

mining. Procedia Earth and Planetary Science, v. 11, p. 2-7, 2015. DOI: https://doi.org/10.1016/j.proeps.2015.06.002 

DURLO, M. A.; SUTILI, F. J. Bioengenharia: manejo biotécnico de cursos de água. Porto Alegre: EST Edições, 2005. 198 p. 

EVETTE, A.; LABONNE, S.; REY, F.; LIEBAULT, F.; JANCKE, O.; GIREL, J. History of bioengineering techniques for erosion 

control in rivers in Western Europe. Environmental Management, v. 43, n. 6, p. 972-984, jun. 2009. DOI: 10.1007/ 

s00267-009-9275-y 

FERNANDES, J. P.; FREITAS, A. R. M. Introdução à engenharia natural. Lisboa: Empresa Portuguesa de Águas Livres, 

2011. v. 2. 

FORNASARI FILHO, N. (Org.). Alterações no meio físico decorrentes de obras de engenharia. São Paulo: Instituto de 

Pesquisas Tecnológicas do Estado de São Paulo, 1992. 165 p. (Publicação IPT, 1.972; Boletim, 61). 

GRAY, D. H.; SOTIR, R. B. Biotechnical and soil bioengineering slope stabilization: a practical guide for erosion control. 

Nova York: John Wiley & Sons, 1996. 337 p. 

INSTITUTO BRASILEIRO DE GEOGRAFIA E ESTATÍSTICA (IBGE). Manual técnico da vegetação brasileira. 2. ed. Rio de 

Janeiro: IBGE, 2012. 275 p. (Série Manuais Técnicos em Geociências, 1). 

KÖPPEN, W.; GEIGER, R. Klimate der Erde. Gotha Justus Perthes, 1928. Wall-map 150 cm x 200 cm. 

KRONKA, F. J. N. (Org.). Inventário florestal da vegetação natural do Estado de São Paulo: regiões administrativas 

de São José dos Campos (litoral), Baixada Santista e Registro. São Paulo: Secretaria de Estado do Meio Ambiente; 

Imprensa Oficial, 2007. 137 p. 

LI, M.-H. Learning from streambank failures at bridge crossings: a biotechnical streambank stabilization project in warm 

regions. Landscape and urban planning, v. 77, n. 4, p. 343-358, 2006. DOI: 10.1016/j.landurbplan.2005.04.006 

LI, M.-H.; EDDLEMAN, K. E. Biotechnical engineering as an alternative to traditional engineering methods: a biotechnical 

streambank stabilization design approach. Landscape and Urban Planning, v. 60, n. 4, p. 225-242, 2002. DOI: https:// 

doi.org/10.1016/S0169-2046(02)00057-9 

MECHI, A.; SANCHES, D. L. Impactos ambientais da mineração no Estado de São Paulo. Estudos Avançados, São Paulo, 

v. 24, n. 68, p. 209-220, 2010. DOI: http://dx.doi.org/10.1590/S0103-40142010000100016 

MUKHOPADHYAY, S.; MAITI, S. K.; MASTO, R. E. Use of reclaimed mine soil index (RMSI) for screening of tree 

species for reclamation of coal mine degraded land. Ecological Engineering, v. 57, p. 133-142, 2013. DOI: 10.1016/j. 

ecoleng.2013.04.017 

NOGUEIRA, N. O.; OLIVEIRA, O. M.; MARTINS, C. A. S.; BERNARDES, C. O. Utilização de leguminosas para recuperação 

de áreas degradadas. Enciclopédia Biosfera, Goiânia, v. 8, n. 14, p. 2121-2131, jun. 2012. 

NUSSBAUMER, Y., COLE, M. A.; OFFLER, C. E.; PATRICK, J. W. Identifying and ameliorating nutrient limitations 

to reconstructing a forest ecosystem on mined land. Restoration Ecology, v. 24, n. 2, p. 202-211, 2016. DOI: 

10.1111/rec.12294 

PINTO, G. M. Bioengenharia de solos na estabilidade de taludes: comparação com uma solução tradicional. 74 f. 

Trabalho de Conclusão de Curso (Graduação em Engenharia Civil) – Departamento de Engenharia Civil, Universidade 

Federal do Rio Grande do Sul, Porto Alegre, 2009. 

86 



RASHID, M. I.; MUJAWAR, L. H.; SHAHZAD, T.; ALMEELBI, T.; ISMAIL, I. M. I.; OVES, M. Bacteria and fungi can contribute 

to nutrients bioavailability and aggregate formation in degraded soils. Microbiological Research, v. 183, p. 26-41, 2016. 

DOI: https://doi.org/10.1016/j.micres.2015.11.007 

RIBEIRO, A. I. Mecanização no preparo de solo em áreas degradadas por mineração na Floresta Nacional do Jamari 

(Rondônia-BR). 172 f. Tese (Doutorado) – Faculdade de Engenharia Agrícola, Universidade Estadual de Campinas. 

Campinas, 2005. 

RIBEIRO, A. I.; SOLERA, M. L.; NAHUZ, M. A. R.; LONGO, M. H. C.; CAMPOS, J. J. A. M.; FENGLER, F. H. Engenharia natural 

aplicada em taludes de bota-fora: uma análise preliminar da solo-retenção. In: SIMPÓSIO NACIONAL DE RECUPERAÇÃO 

DE ÁREAS DEGRADADAS, 10., 2014, Foz do Iguaçu. Anais... Foz do Iguaçu: Sociedade Brasileira de Recuperação de 

Áreas Degradadas, 2014. 

ROSA, P. A. L.; ALVES, M. C.; VIDEIRA, M. L. L.; BONINI, C. B. S. Recuperação de um solo de cerrado após 19 anos: 

ocorrência espontânea de espécies arbóreas. Revista de Agricultura Neotropical, v. 1, n. 1, p. 44-57, 2014. 

SCHIECHTL, H. M. Bioengineering for land reclamation and conservation. Edmonton: University of Alberta Press, 1980. 

SETZER, J. Atlas Climático e Ecológico do Estado de São Paulo. Comissão Interestadual da Bacia Paraná-Uruguai, 

1966. 61 p. 

SILVA, R. B.; BECKER, R. G.; MACHADO, T. F.; DORNELLES, J. E. Monitoramento de áreas em recuperação: padrões 

de colonização da comunidade de vertebrados terrestres. In: ALBA, J. M. F. Recuperação de áreas mineradas. 2. ed. 

Brasília: Embrapa Informação Tecnológica, 2010. p. 181-221. 

SOLERA, M. L.; GALLARDO, A. L. C. F.; SOUZA, C. A.; LONGO, M. H. C.; BRAGA, T. O. Bioengenharia de solos: aplicabilidade 

na recuperação de áreas mineradas e na oferta de serviços ambientais. Revista Brasileira de Ciências Ambientais, v. 34, 

p. 46-59, 2014. 

SOUZA, C. A.; GALLARDO, A. L. C. F.; SILVA, E. D.; MELLO, Y. C.; RIGHI, C. A.; SOLERA, M. L. Environmental services 

associated with the reclamation of areas degraded by mining: potential for payments for environmental services. 

Ambiente & Sociedade, v. 19, n. 2, p. 137-168, 2016. DOI: http://dx.doi.org/10.1590/1809-4422ASOC129835V1922016 

SRIVASTAVA, N. K.; RAM, L. C.; MASTO, R. E. Reclamation of overburden and lowland in coal mining area with fly 

ash and selective plantation: a sustainable ecological approach. Ecological Engineering, v. 71, p. 479-489, 2014. DOI: 

https://doi.org/10.1016/j.ecoleng.2014.07.062 

STOKES, A.; DOUGLAS, G. B.; FOURCAUD, T.; GIADROSSICH, F.; GILLIES, C.; HUBBLE, T.; KIM, J. J.; LOADES, K. W.; MAO, Z.; 

MCIVOR, I. R.; MICKOVSKI, S. B.; MITCHELL, S.; OSMAN, N.; PHILLIPS, C.; POESEN, J.; POLSTER, D.; PRETI, F.; RAYMOND, 

P.; REY, F.; SCHWARZ, M.; WALKER, L. R. Ecological mitigation of hillslope instability: ten key issues facing researchers 

and practitioners. Plant and Soil, v. 377, n. 1-2, p. 1-23, 2014. DOI: 10.1007/s11104-014-2044-6 

STUMPF, L.; PAULETTO, E, A.; PINTO, P. L. F. S. Soil aggregation and root growth of perennial grasses in a constructed 

clay minesoil. Soil and Tillage Research, v. 161, p. 71-78, 2016. DOI: http://dx.doi.org/10.1016/j.still.2016.03.005 

SUTILI, F. J. Bioengenharia de solos no âmbito fluvial do Sul do Brasil. 94 f. Tese (Doutorado) – Departamento de 

Engenharia Civil e Perigos Naturais, Instituto de Bioengenharia de Solos e Planejamento da Paisagem, Universidade 

Rural de Viena, Viena, 2007. 

VERGANI, C.; GRAF, F. Soil permeability, aggregate stability and root growth: a pot experiment from a soil bioengineering 

perspective. Ecohydrology, v. 9, n. 5, p. 830-842, 2016. DOI: 10.1002/eco.1686 

87 



YANG, S. X.; LIAO, B.; YANG, Z. H.; CHAI, L. Y.; LI, J. T. Revegetation of extremely acid mine soils based on aided 

phytostabilization: a case study from southern China. Science of the Total Environment, v. 562, p. 427-434, 2016. DOI: 

10.1016/j.scitotenv.2016.03.208 

ZHANG, L.; WANG, J.; BAI, Z.; CHUNJUAN, L. Effects of vegetation on runoff and soil erosion on reclaimed land in 

an opencast coal-mine dump in a loess area. Catena, v. 128, p. 44-53, 2015. DOI: https://doi.org/10.1016/j. 

catena.2015.01.016 

ZHAO, Z.; SHAHROUR, I.; BAI, Z.; FAN, W.; FENG, L.; LI, H. Soils development in opencast coal mine spoils reclaimed for 

1-13 years in the West-Northern Loess Plateau of China. European Journal of Soil Biology, v. 55, p. 40-46, 2013. DOI: 

https://doi.org/10.1016/j.ejsobi.2012.08.006 

ZHOU, J.; SHI, C.; XU, F. Geotechnical characteristics and stability analysis of rock-soil aggregate slope at the Gushui 

Hydropower Station, Southwest China. The Scientific World Journal, v. 2013, p. 1-16, 2013. DOI: http://dx.doi. 

org/10.1155/2013/540636 



88 


DOI: 10.5327/Z2176-947820180214 

INTERFERÊNCIAS DE ESPÉCIES ARBÓREAS NA 

INTERCEPTAÇÃO DAS ÁGUAS PLUVIAIS URBANAS 

INTERFERENCES OF ARBOREAL SPECIES IN THE INTERCEPTION OF URBAN STORMWATER 

Patrícia Layne Alves 

Professora, Instituto Federal de 

Educação, Ciência e Tecnologia de 

Goiás (IFG/Goiânia). Coordenadora 

do Núcleo de Estudos e Pesquisas em 

Engenharia Civil e Meio Ambiente, 

IFG/Goiânia – Goiânia (GO), Brasil. 

Klebber Teodomiro 

Martins Formiga 

Professor assistente na Escola de 

Engenharia Civil, Universidade Federal 

de Goiás (UFG). Programa de Pósgraduação 

em Ciências Ambientais, 

UFG – Goiânia (GO), Brasil. 

Marco Antônio Borges Traldi 

Analista de Controle Externo do 

Tribunal de Contas do Estado de 

Goiás. Pesquisador colaborador do 

Núcleo de Estudos e Pesquisas em 

Engenharia Civil e Meio Ambiente, 

IFG/Goiânia – Goiânia (GO), Brasil. 


Patrícia Layne Alves – Instituto 

Federal de Educação, Ciência e 

Tecnologia de Goiás – Núcleo de 

Estudos e Pesquisas em Engenharia 

Civil e Meio Ambiente – Rua 75, 46 – 

Centro – CEP 74055-110 – 

Goiânia (GO), Brasil – 

E-mail: patricia.alves@ifg.edu.br 

Recebido: 15/12/2016 

Aceito: 05/02/2018 

RESUMO 

Este estudo avaliou a interceptação e seus impactos nas bacias urbanas. 

A coleta de dados ocorreu em Uruaçu, Goiás, entre 2013 e 2014, e utilizou 

três indivíduos arbóreos. Para eventos com precipitações medianas de 

20,7 mm, nas três espécies encontraram-se os seguintes valores medianos 

para interceptação e escoamento pelo tronco, respectivamente: 5,7 e 0,1 mm 

para a Mangifera indica; 4,5 e 0,2 mm para a Licania tomentosa; e 3,8 e 

0,3 mm para a Tabebuia ochracea. O tempo de retardo médio ocasionado 

pelas três espécies foi de três minutos. O estudo comprovou a interferência 

e os impactos positivos das árvores na interceptação das águas pluviais em 

ambiente urbano, indicou a possibilidade de redução do escoamento em até 

27% e mostrou que a arborização urbana pode reduzir o escoamento de 

águas pluviais e a intensidade do volume escoado, bem como aumentar o 

tempo de concentração e o tempo ao pico dos hidrogramas. 

Palavras-chave: arborização urbana; precipitação interna; escoamento pelo 

tronco; hidrologia urbana. 

ABSTRACT 

This study evaluates evaluated the interception and its impacts in urban 

watersheds. Data collection occurred in Uruaçu, Goiás, between 2013 and 

2014, and used three individual trees. For events with median rainfall of 20.7 

mm, the three species met the following median values for interception and 

stem flow, respectively: 5.7 and 0.1 mm for Mangifera indica; 4.5 and 0.2 mm 

for Licania tomentosa; and 3.8 and 0.3 mm for Tabebuia ochracea. The delay 

time of the surface runoff was on average 3 min for the three species. The 

study proves proved the interference and the positive impacts of treetops 

and trunks on the interception of rainwater in an urban environment. It 

indicates the possibility of annual runoff reduction in up to 27% and shows 

that urban afforestation can reduce stormwaterstorm water runoff and 

intensity of volume disposed, as well as increase the time of concentration 

and the time to the peak of hydrographs, especially of small watersheds. 

Keywords: urban forestry; stem flow; through fall; urban hydrology. 

89 


Alves, P.L.; Formiga, K.T.M.; Traldi; M.A.B. 

O crescimento populacional e econômico das cidades 

transforma áreas naturais em paisagens urbanas e, 

com isso, surge uma série de problemas relacionados à 

gestão dos recursos hídricos. À medida que há uma urbanização 

desordenada das bacias hidrográficas, diversos 

desequilíbrios são ocasionados ao meio ambiente, 

resultando também em danos ao homem. A alteração 

de alguns processos inerentes ao ciclo hidrológico nesses 

ambientes é uma das consequências provocadas 

pela falta ou inobservância do planejamento da ocupação 

e do uso do solo. 

O direcionamento de maior parcela de água pluvial 

para o escoamento superficial é um dos problemas 

ocasionados pela urbanização em decorrência da supressão 

da cobertura vegetal e impermeabilização do 

solo. O aumento do volume escoado, bem como da vazão 

de pico, ocasiona a redução do tempo de concentração 

das bacias, provocando eventos de cheias cada 

vez mais críticos. Com isso, conforme apontam Fletcher 

et al. (2013) em suas pesquisas acerca da compreensão, 

gestão e modelagem da hidrologia urbana, há uma 

tendência entre os pesquisadores do tema em almejar 

a restauração do balanço hidrológico ao mais próximo 

possível dos cenários de pré-desenvolvimento, a fim de 

melhorar a capacidade de vida da paisagem. 

A busca por ampliações nos tempos de concentração 

é algo valioso para amenizar os impactos e custos das 

obras de sistemas de drenagem (ALMEIDA et al., 2016). 

Com isso, a arborização urbana constitui-se um fator importante 

a ser considerado em modelagens ambientais, 

especialmente em pequenas bacias cujas interferências 

podem implicar ampliação do tempo ao pico do hidrograma, 

aumento no tempo de retardo e redução na intensidade 

do escoamento superficial (ALVES, 2015). 

As árvores, inseridas na paisagem urbana, fornecem 

muitos benefícios sociais, psicológicos e econômicos 

por meio da promoção do bem-estar, da redução 

da temperatura, da poluição, e das transformações 

nos processos hidrológicos (GÓMEZ-BAGGETHUN & 

BARTON, 2013). Berland e Hopton (2014) e Inkiläinen 

et al. (2013) apontam que a arborização desempenha 

um importante papel nos sistemas de drenagem das 

águas pluviais urbanas por meio da interceptação pelas 

copas. O volume interceptado reduz a intensidade 

do pico dos fluxos de escoamento. Ademais, conforme 

INTRODUÇÃO 

Levia e Germer (2015), nesse processo, a arquitetura 

das árvores e as propriedades da casca influenciam 

grandemente a proporção de precipitação que pode 

ser interceptada e escoada pelo tronco. 

Sabe-se que a interceptação da água da chuva ocorre 

tanto em ambientes florestais quanto em indivíduos 

isolados, quando esta é subdividida nas copas das árvores, 

onde, temporariamente, uma parte é retida, outra 

escoa pelo tronco e outra é evaporada para atmosfera 

(FREITAS et al., 2016; XIAO & MCPHERSON, 2016). 

Segundo Xiao e McPherson (2016) e Li et al. (2013), o 

processo de interceptação nas copas é influenciado por 

três fatores principais: o tipo de evento de chuva (magnitude, 

intensidade e duração); a estrutura da copa em 

cada espécie arbórea; e as condições meteorológicas. 

A maioria dos estudos em sistemas florestais naturais 

ou gerenciados indica que a intercepção pode representar 

10–50% da precipitação (VAN DIJK et al., 2015). 

No entanto, há informações conflitantes sobre o processo 

pelo qual a intercepção interage com suas variáveis. 

Por exemplo: não há consenso quanto ao efeito 

da intensidade de precipitação na intercepção. Alguns 

estudos sugerem que ela aumenta com a intensidade 

do evento em razão da saturação gradual da copa 

(LIVESLEY et al., 2014), enquanto outros mostram que 

as intensidades mais elevadas resultam em menor 

intercepção em decorrência da “agitação” das copas 

(INKILÄINEN et al., 2013). 

Além disso, os estudos de intercepção geralmente 

envolvem grandes faixas florestais ou árvores adultas 

individuais, condições em que muitas características 

das estruturas arbóreas não podem ser aferidas precisamente 

(por exemplo, área foliar, densidade de ramos 

etc.) (LEVIA et al., 2015). Como resultado, a relação 

entre intercepção e características arbóreas ainda 

permanece obscura (NANKO et al., 2013). Parte desse 

problema se deve ao fato de que aferir a interceptação 

em ambientes urbanos é um objetivo complexo de ser 

alcançado, e muitos estudos, como os de Xiao et al. 

(2000), Xiao e Mcpherson (2002), Silva et al. (2010) e 

Livesley et al. (2014), utilizaram pluviômetros ou recipientes 

graduados para quantificá-la. Procedendo 

dessa forma ficam impossibilitadas as análises da duração, 

do tempo de ocorrência e da intensidade dos 

eventos chuvosos. 

90 


Interferências de espécies arbóreas na interceptação das águas pluviais urbanas 

A necessidade de caracterizar as chuvas quanto a 

distribuição temporal, volume precipitado e variações 

de intensidades é de suma importância porque 

as interceptações ocasionadas pelas copas das 

árvores não acontecem de maneira constante ao 

longo do evento chuvoso. Holder e Gibbes (2017) 

destacam que a interceptação também é variável de 

evento para evento. Além dessas variações em relação 

às chuvas, nos sistemas urbanos, a cobertura 

pelas copas é descontínua, as árvores são frequentemente 

isoladas e há alto número de variedade 

de espécies, tipo de copa/folha e de suas características, 

ampliando a dificuldade e a complexidade 

de se determinar parâmetros exatos para o tema 

(LI et al., 2016). 

As dificuldades inerentes ao assunto levam a uma 

grande variação de metodologias e critérios analisados. 

Grande parte das pesquisas são realizadas 

em ambientes internacionais, a exemplo de Xiao 

et al. (2000), que desenvolveram em Davis, Califórnia 

(EUA), um modelo tridimensional e estimaram, 

em eventos de precipitação de 8,8 mm, a interceptação 

em 1,1 mm e 2,9 mm para Pyrus calleryana 

e Quercus suber, respectivamente, e o escoamento 

pelo tronco em torno de 0,5 mm e 1,1 mm. Na mesma 

localidade, Xiao e McPherson (2016) aferiram 

a capacidade de interceptação de 20 espécies de 

árvores urbanas em um simulador de precipitação. 

As intensidades simuladas variaram de 3,5 a 

139,5 mm.h -1 . As características arbóreas foram obtidas 

por meio do método de análise de imagem, 

e os resultados indicaram que as interceptações 

médias em todas as espécies foram 0,86 mm. As 

abordagens de ambos os estudos permitiram estimativas 

de boa qualidade, porém só podem ser 

aplicadas a situações de pesquisa controlada e para 

copas sem a interferência de vegetações adjacentes 

ou estruturas construídas. Um método mais 

simples para a determinação da interceptação da 

copa/dossel e do escoamento pelo tronco foi desenvolvido 

por Livesley et al. (2014) para a medição 

em ambientes urbanos reais com árvores adultas 

na cidade de Melbourne, Victoria (Austrália). Desta 

pesquisa obteve-se, em eventos de precipitação 

média de 12 mm, para duas espécies de eucalipto, 

Eucalyptus nicholii e Eucalyptus saligna, uma interceptação 

de 3,88 e 3,03 mm respectivamente; 

quanto ao escoamento pelo tronco, foi obtido um 

desempenho ínfimo para a Eucalyptus nicholii e a 

Eucalyptus saligna, a qual, por possuir casca mais 

lisa, só registrou cerca de 2 mm. 

No Brasil, Silva et al. (2010), em estudos realizados 

no campus da Escola Superior de Agricultura “Luiz de 

Queiroz” da Universidade de São Paulo (ESALQ/USP), 

São Paulo, envolvendo duas espécies, a Caesalpinia 

pluviosa e a Tipuana tipu, concluíram que ambas apresentam 

grande potencial para interceptação, principalmente 

em eventos mais duradouros e com precipitações 

superiores a 20 mm, tendo a Caesalpinia pluviosa 

ou sibipiruna obtido em média 4,5 mm de interceptação 

e a Tipuana tipu ou tipuana, média de 10,3 mm. 

As diferentes características das copas (densa ou esparsa), 

das folhas (simples ou compostas, persistente ou 

caduca) e do tronco (liso ou áspero) influenciam na interceptação, 

na redistribuição e no escoamento das chuvas, 

e constituem parâmetros diferenciais para a simulação 

dos processos hidrológicos em uma bacia urbana. 

No entanto, ainda são poucos os estudos que relacionam 

as interceptações das chuvas pelas árvores 

aos modelos hidrológicos de bacias. Hilde e Paterson 

(2014) salientam que os modelos de interceptações e 

a previsão de seus efeitos sobre o clima e os recursos 

hídricos devem ser inseridos nas modelagens ambientais. 

Porém, para isso, exige-se uma compreensão baseada 

no impacto das árvores e em suas particularidades 

sobre o processo de drenagem para a inserção das 

características de interceptação pelas copas das árvores 

em simulações computacionais que utilizam modelos 

como UFORE-Hydro (YANG et al., 2011), i-Tree (HIL- 

DE & PATERSON, 2014), SWMM (KREBS et al., 2013) e 

TOPLATS (BORMANN, 2006). 

Inkiläinen et al. (2013) e Alves (2015) afirmam que as 

árvores podem ser uma alternativa para a redução do 

escoamento urbano, pois sua presença reduz significativamente 

o escoamento, principalmente em eventos 

de baixa intensidade e curta duração, e podem ampliar 

o tempo de concentração das bacias. Com o intuito de 

avaliar e quantificar a interceptação das águas pluviais 

ocasionada pela presença das árvores no meio urbano, 

no tempo ao pico e na intensidade do volume escoado 

em bacias urbanas, realizou-se uma pesquisa na cidade 

de Uruaçu, Goiás. Para a coleta de dados, foram utilizados 

pluviógrafos e coletores no tronco em três espécies 

arbóreas diferentes. 

91 



O estudo foi realizado em uma área urbana da cidade 

de Uruaçu, Goiás (14º31’6.23”S, 49º8’11.16”O), região 

climática que, de acordo com a classificação de 

Köppen, é do tipo Aw com clima tropical, estação seca 

prolongada e chuvas concentradas no verão. Segundo 

o banco de dados Hidroweb da Agência Nacional 

de Águas (ANA, 2014), a precipitação anual no município 

é de aproximadamente 1.006,8 mm e, conforme 

o Instituto Nacional de Meteorologia (INMET, 2014), 

a temperatura média dos meses mais quentes é de 

39,4ºC, enquanto a dos meses mais frios é de 10,8ºC. 

Em 2013/2014, durante os cinco meses de medição, 


em relação aos dados pluviométricos, o mínimo mensal 

foi de 17,5 mm (fevereiro de 2014) e o máximo 

mensal de 182,4 mm (dezembro de 2013). 

Três indivíduos arbóreos, sendo um em grupo 

(Mangifera indica) e dois isolados (uma Tabebuia 

ochracea e uma Licania tomentosa), foram selecionados 

em razão dos maiores diâmetros de altura 

do peito (DAP) entre os outros exemplares de suas 

espécies existentes no local da pesquisa, por serem 

amplamente empregados na arborização urbana 

regional e por suas características de copa, casca 

e folhagem. 

Tabela 1 – Parâmetros arbóreos dos indivíduos estudados na pesquisa. 

Indivíduos 

arbóreos 

Idade 

(anos) 

Tipo 

de 

casca 

Dap 

(m) 

Htotal 

(m) 

Hfuste 

(m) 

G (m 2 ) 

Dados arbóreos 

Cc (m) 

Dmc 

(m) 

Apc 

(m 2 ) 

Vol 

(m 3 ) 

% 

Copa 

(%) 

IAF 

Af 

(m 2 ) 

Tabebuia ochracea 

(ipê-amarelo) 

26 Áspera 0,5 7,5 1,9 0,2 5,6 8,0 50,0 225,5 74,8 0,6 121,5 

Mangifera indica 

(mangueira) 

26 Áspera 1,0 9,9 2,6 0,8 7,2 9,8 75,6 693,7 73,3 1,5 1.040,9 

Licania tomentosa 

(oiti) 

4 Lisa 0,3 6,7 1,6 0,1 5,1 6,6 33,8 217,5 75,6 0,7 148,9 

Idade (anos): idade de plantio do indivíduo; Dap (cm): diâmetro a altura do peito; Htotal (m): altura total da árvore; Hfuste (m): altura de fuste 

(tronco); G (m 2 ): área basal da árvore = (π*dap 2 )/4; Cc (m): comprimento de copa; Dmc (m): diâmetro médio de copa; Apc (m 2 ): área de projeção 

de copa = (π/4)*dmc 2 ; Vol (m 3 ): volume de copa; %copa: percentagem de copa = (cc/htotal)*100; IAF: Índice de área foliar; Af (m 2 ): área foliar. 

92 



Os parâmetros arbóreos das espécies estão expressos 

na Tabela 1 e foram necessários na análise das características 

dos indivíduos arbóreos e de seu desempenho 

quanto à interceptação. 

A precipitação bruta (PB) e a precipitação interna (PI) 

foram aferidas por quatro pluviógrafos do modelo RG- 

3-M, marca Onset, instalados a 1,50 m de altura do solo, 

de modo que três ficaram posicionados sob as copas 

das árvores e um em campo aberto. Os equipamentos 

foram instalados durante o período de novembro de 

2013 a março de 2014 e tiveram suas localizações sob 

as copas alteradas a cada 15 dias a fim de obter dados 

mais representativos. Os registros dos pluviógrafos foram 

adquiridos com uma discretização do intervalo de 

tempo em 1 minuto. 

O escoamento pelo tronco (ET) foi obtido por meio 

da construção de estruturas nas árvores que desaguavam 

em galões com capacidade de 23 L (Figura 

1). Tais estruturas para captação das águas 

foram executadas com calhas de borracha seladas 

ao tronco por meio da aplicação de espuma de poliuretano. 

Seguindo a metodologia proposta por Livesley et al. 

(2014), a interceptação pelas copas (CI) para cada 

evento chuvoso foi calculada conforme a Equação 1: 

CI = PB – (PI + ET) (1) 

Em que: 

CI = interceptação pelas copas; 

PB = precipitação bruta (precipitação acumulada total 

em cada evento chuvoso medido no pluviógrafo em 

campo aberto) (mm); 

PI= precipitação total acumulada sob a copa; e 

ET= escoamento total pelo tronco. 

A medição temporal dos eventos chuvosos com o uso 

dos pluviógrafos permitiu a padronização dos dados 

considerando que as chuvas ocorridas sob a copa da 

árvore tivessem a mesma duração e o mesmo momento 

de início e final que as chuvas ocorridas em 

campo aberto. 

Durante o período experimental, foram registrados 

104 eventos com variações de chuvas com intensidade 

média de 1,2 mm.h -1 até 38 mm.h -1 , e precipitação 

acumulada total variando entre 0,6 e 68,4 mm. 

Para o presente estudo, foram selecionados os 42 

eventos chuvosos que tiveram precipitações bruta 

acima de 5 mm. 

Figura 1 – Imagem de uma das estruturas para captação do escoamento pelo tronco. 

93 



De modo geral, nota-se que há um comportamento variável 

entre PI + ET e CI nos eventos chuvosos considerados 

nas análises. Quanto à relação entre os eventos 

chuvosos e as CI (Figura 2), assim como em PI + ET, as 

medianas variaram de forma aleatória; de modo geral, 

mantiveram-se em grande parte com valores abaixo de 

10 mm e apenas alguns eventos chuvosos com comportamento 

diferente. Destaca-se o evento 94, que obteve 

a maior interceptação mediana, 13,3 mm, intensidade 

média de 31,6 mm.h -1 , precipitação acumulada 

de 29 mm, duração de 55 minutos e precipitação mediana 

acumulada sob as copas de 18,3 mm. Ao contrário, 

o evento 73 foi o de menor interceptação mediana 

de CI, 0,64 mm, intensidade média de 11,6 mm.h -1 , 

precipitação acumulada total de 6,2 mm, duração de 

32 minutos e precipitação mediana acumulada sob as 

copas de 5,5 mm. 


Na Figura 3 fica evidente que poucos eventos chuvosos 

tiveram seus valores medianos de PI + ET superiores 

a 10 mm. Destaca-se apenas o evento 100 que 

obteve valor mediano de PI + ET de 57 mm. A intensidade 

média desse evento foi de 27,2 mm.h -1 , precipitação 

acumulada de 68,4 mm, duração de 151 minutos 

e precipitação mediana acumulada sob as copas 

de 56,2 mm. 

Foi identificada pouca correlação linear (R 2 = 0,30) 

entre a PB e a CI nas três árvores envolvidas na pesquisa. 

Não há uma relação direta entre PB e CI nos 

eventos chuvosos considerados nas análises, comportamento 

que pode ser explicado pelas divergências 

entre as características arbóreas das espécies e 

dos eventos chuvosos. 

A capacidade de interceptação de chuvas em indivíduos 

arbóreos é influenciada por diversos aspectos, 

entre os quais podem-se destacar: 

• intensidade e duração da chuva; 

• espécie arbórea; 

• características arbóreas da espécie; 

• temperatura e umidade relativa do ar; 

• poda/manutenção dos indivíduos. 

Precipitação interna e escoamento pelo tronco (mm) 

60 

50 

40 

30 

20 

10 

0 

1 6 10 20 27 40 50 58 67 73 88 94 104 

Evento chuvoso 

Interceptação pelas copas (mm) 

25 

20 

15 

10 

5 

0 

1 6 10 20 27 40 50 58 67 73 88 94 104 

Evento chuvoso 

PI + ET: precipitação interna e escoamento pelo tronco (mm); CI: interceptação pelas copas (mm). 

Figura 2 – Box plot das precipitações internas + escoamento pelo tronco e interceptações pelas copas 

nos três indivíduos arbóreos envolvidos na pesquisa durante os 42 eventos chuvosos considerados nas análises. 

94 



Nos eventos chuvosos analisados quanto à CI, PB e PI 

(Figura 3), o desempenho das copas das árvores para 

interceptação (CI) obtiveram valores medianos de 3,8, 

4,5 e 5,7 mm para a Tabebuia ochracea (ipê amarelo), 

a Licania tomentosa (oiti) e a Mangifera indica (mangueira) 

respectivamente. A PB aferida pelo pluviógrafo 

externo teve valor mediano de 20,7 mm, enquanto as 

PI das mesmas espécies foram de 13,0, 10,2 e 13,3 mm. 

O ET (Figura 3) foi na Tabebuia ochracea (ipê amarelo) 

o menor valor mediano, 0,1 mm; na Mangifera indica 

(mangueira), o valor de 0,2 mm; e na Licania tomentosa 

(oiti) o maior valor maior obtido, 0,3 mm. 

Quanto ao retardo no tempo de início do evento chuvoso 

(R) (Figura 3), este foi de 2 minutos para Mangifera 

indica (mangueira) e Tabebuia ochracea (ipê amarelo). 

e de 3 minutos para a Licania tomentosa (oiti). 

Interceptação pelas copas (mm) 

25 

20 

15 

10 

5 

0 

70 

* * 

ipê mang oi 

Precipitação bruta e interna (mm) 

60 

50 

40 

30 

20 

10 

externo 

ipê mang oi 

* 

0,8 

7 

Escoamento pelo tronco (mm) 

0,6 

0,4 

0,2 

Retardo (mm) 

6 

5 

4 

3 

2 

1 

0,0 

0 

ipê mang oi ipê mang oi 

CI: interceptação pelas copas (mm); PB: precipitação bruta (mm); PI: precipitação interna (mm); 

ET: escoamento pelo tronco (mm); R: retardo no tempo de início do evento chuvoso (min). 

Figura 3 – Box plot dos 42 eventos chuvosos analisados em relação à CI, PB, PI, ET e R. 

95 



A Mangifera indica (mangueira) foi o indivíduo arbóreo 

que apresentou melhor desempenho quanto ao CI e isso 

é explicado pelo fato de o exemplar possuir o maior volume 

de copa e índice e área foliar entre as espécies estudadas 

(Tabela 1), estar em grupo e se caracterizar por 

folhas simples, permanente e glabras e casca áspera. A 

Licania tomentosa (oiti) tem características folhosas similares 

à mangueira, porém com casca lisa. Tal característica 

arbórea explica seu melhor desempenho quanto ao escoamento 

pelo tronco, do mesmo modo que seu melhor 

desempenho em relação ao retardo pode ser explicado 

por sua copa densa com folhas e galhos intensamente 

entrelaçados favorecendo a retenção por maior tempo 

das águas de chuva por suas copas. A Tabebuia ochracea 

(ipê amarelo), por sua vez, obteve o menor desempenho 

quanto a CI, PI e ET, o que é justificado pelo fato de a espécie 

apresentar folhas compostas e pilosas e casca áspera, 

aspectos que reunidos favorecem o armazenamento de 

água na copa (CI) e reduzem a PI e ET. 

No evento chuvoso com maior PB (68,4 mm) (Figura 4), 

a PI nos indivíduos arbóreos foi, respectivamente, de 

40,4, 53 e 66,2 mm para o Tabebuia ochracea, a Mangifera 

indica e a Licania tomentosa. É perceptível que 

na Licania tomentosa (oiti) e na Mangifera indica (mangueira) 

os dados referentes aos registros de PI tiveram 

comportamentos semelhantes aos registros de PB, 

o que explica o bom desempenho desses indivíduos 

quanto à interceptação. Isso não ocorre no Tabebuia 

ochracea (ipê amarelo) pois, no mesmo evento, seus 

registros de PI foram distintos dos de PB, o que demonstra 

a menor capacidade de interceptação da espécie. 

Para esse evento de maior PB, em relação ao tempo 

de retardo para o início do evento chuvoso, o Tabebuia 

ochracea teve 2 minutos de retardo; a Mangifera indica, 

3 minutos; e a Licania tomentosa, 5 minutos, não demonstrando 

relação direta entre R e a PB, PI e CI nas 

espécies estudadas. 

Ipê 

Mangueira 

Precipitação (mm) 

70 

65 

60 

55 

50 

45 

40 

35 

30 

25 

20 

15 

10 

50 


70 

65 

60 

55 

50 

45 

40 

35 

30 

25 

20 

15 

10 

50 

0 10 20 30 40 50 60 70 80 90 100 110 120 130 140 150 0 10 20 30 40 50 60 70 80 90 100 110 120 130 140 150 

t (min) 

t (min) 

PB (mm) 

PI (mm) 


70 

65 

60 

55 

50 

45 

40 

35 

30 

25 

20 

15 

10 

50 

Oiti 

0 10 20 30 40 50 60 70 80 90 100 110 120 130 140 150 

t (min) 

PB: Precipitação bruta; PI: Precipitação interna. 

Figura 4 – Hietogramas do evento chuvoso ocorrido nos dias 3 de março de 2014 a 4 de março de 2014, 

de 22h50 à 1h20, demonstrando o comportamento quanto à precipitação interna (mm) e precipitação bruta (mm). 

96 



A Figura 5 expõe o comportamento do tempo ao pico 

do evento de maior PB (68,4 mm). Nos hietogramas 

é notória a diferença entre a PB registrada pelo pluviógrafo 

externo e as PI aferidas sob as copas. O pico 

do evento (PB) ocorreu em campo aberto aos 30 minutos, 

com precipitação de 3,8 mm. Nos exemplares 

arbóreos houve uma redistribuição desse valor máximo; 

por exemplo, no Ipê amarelo houve três outros 

sucessivos picos menores, com valores inferiores a 

2 mm ocorridos a 35, 40 e 46 minutos respectivamente. 

Comportamento semelhante pode ser observado 

tanto na mangueira quanto no oiti. Logo, fica evidente 

a ampliação do tempo ao pico, bem como a redução de 

sua intensidade em todas as espécies. A amplitude dos 

valores identificados na pesquisa poderá ser expandida 

à medida que novos exemplares forem associados em 

uma mesma área urbana, permitindo assim amortização 

de cheias e redução de diâmetros de tubulação dos 

sistemas de drenagem urbana. 

Obter uma metodologia-padrão para medir a interceptação 

pelas copas é extremamente difícil tendo em 

vista que os estudos são realizados em regiões de climas 

diversos utilizando espécies arbóreas diferentes 

(SOTO-SCHÖNHERR & IROUMÉ, 2016; LI et al., 2016). 

A precipitação mediana dos eventos analisados foi de 

20,7 mm. De modo geral, as interceptações medianas 

obtidas nos indivíduos arbóreos envolvidos na pesquisa 

foram de 4,5 mm. A Mangifera indica (mangueira) 

teve melhor interceptação em razão de suas características 

de arquitetura da copa, da casca e das folhas. 

Quanto ao retardo no tempo de início do evento chuvoso 

e o volume escoado pelo tronco, a Licania tomentosa 

(oiti) obteve os maiores valores em decorrência 

do fato de ser a única espécie aqui estudada com casca 

lisa. Em geral, a interceptação das espécies foi diretamente 

relacionada às suas características arbóreas, em 

especial a arquitetura da copa e particularidades das 

folhas e da casca. 

Precipitação bruta (mm) 

Precipitação interna (mm) 

4,0 

3,8 

3,6 

3,4 

3,2 

3,0 

2,8 

2,6 

2,4 

2,2 

2,0 

1,8 

1,6 

1,4 

1,2 

1,0 

0,8 

0,6 

0,4 

0,2 

0,0 

4,0 

3,8 

3,6 

3,4 

3,2 

3,0 

2,8 

2,6 

2,4 

2,2 

2,0 

1,8 

1,6 

1,4 

1,2 

1,0 

0,8 

0,6 

0,4 

0,2 

0,0 

Externo 

1516 17 18 1920 21 22 23 24 25 26 27 28 29 30 31 32 33 34 35 36 37 38 39 40 41 42 43 44 45 46 47 48 49 50 

t(minn) 

Ipê 

1516 17 18 1920 21 22 23 24 25 26 27 28 29 30 31 32 33 34 35 36 37 38 39 40 41 42 43 44 45 46 47 48 49 50 

t(minn) 



Mangueira 

1516 17 18 1920 21 22 23 24 25 26 27 28 29 30 31 32 33 34 35 36 37 38 39 40 41 42 43 44 45 46 47 48 49 50 

t(minn) 

Figura 5 – Hietogramas de trecho do evento chuvoso ocorrido nos dias 3 de março de 2014 a 4 de março de 2014, 

de 22h50 à 1h20, demonstrando o comportamento variável de tempo ao pico nas espécies arbóreas. 

4,0 

3,8 

3,6 

3,4 

3,2 

3,0 

2,8 

2,6 

2,4 

2,2 

2,0 

1,8 

1,6 

1,4 

1,2 

1,0 

0,8 

0,6 

0,4 

0,2 

0,0 

4,0 

3,8 

3,6 

3,4 

3,2 

3,0 

2,8 

2,6 

2,4 

2,2 

2,0 

1,8 

1,6 

1,4 

1,2 

1,0 

0,8 

0,6 

0,4 

0,2 

0,0 

Oiti 

1516 17 18 1920 21 22 23 24 25 26 27 28 29 30 31 32 33 34 35 36 37 38 39 40 41 42 43 44 45 46 47 48 49 50 

t(minn) 

97 



A presença dessas árvores tem um grande significado 

em áreas urbanas, pois para o caso estudado houve 

uma redução de até 27% do volume precipitado durante 

chuvas ocorridas no município de Uruaçu, Goiás. 

Tal volume, sem a presença de árvores, escoaria diretamente 

para os sistemas de drenagem. 

A capacidade de interceptação por parte da arborização 

urbana é ressaltada com os resultados aqui obtidos 

por serem próximos aos encontrados por Xiao 

et al. (2000), que constataram, em eventos de precipitação 

de 8,8 mm, a interceptação média de 2 mm e 

o escoamento pelo tronco em torno de 0,8 mm. Silva 

et al. (2010) também concluíram que em eventos mais 

duradouros e com precipitações superiores a 20 mm as 

interceptações são em média 7,4 mm. 

Quanto aos efeitos das intensidades nas interceptações, 

em geral, na presente pesquisa, em eventos de baixa 

intensidade, de 1,2 mm.h -1 até 38 mm.h -1 , a interceptação 

foi superior, em média 4,5 mm. Já os resultados 

obtidos por Xiao & McPherson (2016) comprovaram 

que em intensidades maiores, de 3,5 a 139,5 mm.h -1 , 

as interceptações eram inferiores, em média 0,86 mm. 

O estudo evidencia que a arborização urbana faz com 

que copas, ramos, troncos e raízes funcionem como 

obstáculos naturais para as águas das chuvas que, 

com uma retenção temporária, alcançam mais lentamente 

os corpos receptores, promovendo a ampliação 

do tempo de concentração, do tempo de retardo 

e consequentemente do tempo ao pico de vazão. 

Uma das consequências da urbanização é o aumento 

do volume escoado e das vazões de pico, ao mesmo 

tempo em que ocorre a redução do tempo de concentração, 

provocando eventos de cheias cada vez 

mais críticos (DU et al., 2012). As espécies arbóreas 

aqui estudadas apresentaram um tempo de retardo 

médio de 3 minutos, podendo chegar a até 15 minutos 

em eventos com menor intensidade. Ocasionaram 

também uma redistribuição dos picos de vazão, ampliando 

o tempo ao pico, bem como a redução de sua 

intensidade. Esses dados demonstram que as árvores 

colaboram para o aumento no tempo de concentração 

nas bacias hidrográficas urbanas, podendo assim 

minimizar as cheias, inundações e seus prejuízos. 

Os valores aparentemente pequenos relativos ao 

tempo de retardo são significativos quando associados 

às pequenas bacias hidrográficas, pois, em bacias 

cujo tempo de concentração é, por exemplo, em torno 

de 5 minutos, uma redução de 2 ou 3 minutos teria 

impactos relevantes nos sistemas de drenagem e 

corpos receptores. 

A presente pesquisa explorou a relação entre a capacidade 

de interceptação por parte de três espécies arbóreas e 

as mudanças que estas podem causar no funcionamento 

hidrológico urbano, obtendo quatro resultados principais: 

1. a capacidade de interceptação variou entre as espécies, 

confirmando a importância de aplicar esse tipo 

de pesquisa para outras localidades e espécies de 

árvores urbanas; 

2. por causa das diferenças na arquitetura arbórea, 

folha (índice e área foliar) e casca, espécies com 

copas mais frondosas, densas e cascas ásperas tiveram 

maiores capacidades de interceptação; 

3. as interceptações são superiores em eventos de 

baixa intensidade e curta duração; 

CONCLUSÕES 

98 


4. há uma ampliação do tempo ao pico, bem como a 

redução de sua intensidade em todas as espécies, independentemente 

de suas características arbóreas. 

Tais conclusões foram elucidadas por meio do monitoramento 

contínuo de interceptação/armazenamento 

das copas e do escoamento pelo tronco, e, com isso, 

este trabalho comprovou a importância da presença 

das árvores para os estudos hidrológicos urbanos. 

Para eventos com precipitação média de 20,7 mm, 

a interceptação média ocasionada pelas espécies de 

Mangifera indica, Tabebuia ochracea e Licania tomentosa 

foi em média de 4,5 mm, equivalendo a uma redução 

de até 27% das águas pluviais que atingiriam a 

superfície do solo. 

Quantificar o potencial de diferentes espécies arbóreas 

para interceptar a precipitação sob uma variedade de


condições meteorológicas é fundamental para validar a 

relação custo-eficácia do plantio de árvores como estratégia 

de infraestrutura verde. Ademais, as implicações à 

hidrologia urbana das interceptações pelas copas e pelo 

escoamento pelo tronco dependem do contexto da paisagem 

em que são inseridos. Em uma paisagem urbana 

com solo impermeável, com a cobertura arbórea de espécies 

semelhante às aqui estudadas, pode-se esperar 

uma redução significativa das águas pluviais que atingirão 

diretamente a superfície, bem como do escoamento, e o 

aumento dos tempos de concentrações das bacias. 

Os autores expressam seus agradecimentos a: Fundação 

de Amparo à Pesquisa do Estado de Goiás 

(FAPEG) por conceder uma bolsa de estudo para o 

primeiro autor; Financiadora de Estudos e Projetos 

(FINEP) pelo auxílio financeiro para a compra de 


equipamentos; e Conselho Nacional de Desenvolvimento 

Científico e Tecnológico (CNPq) pela concessão 

de bolsa de Produtividade em Desenvolvimento 

Tecnológico e Extensão Inovadora – Nível 2 ao segundo 

autor. 

REFERÊNCIAS 

AGÊNCIA NACIONAL DE ÁGUAS (ANA). HidroWeb: sistemas de informações hidrológicas. Disponível em: . Acesso em: 23 nov. 2014. 

ALMEIDA, I. K. de; ALMEIDA, A. K.; STEFFEN, J. L.; ALVES SOBRINHO, T. Model for estimating the time of concentration 

in watersheds. Water Resources Management, v. 30, n. 12, p. 4083-4096, 2016. DOI: 10.1007/s11269-016-1383-x 

ALVES, P. L. Capacidade de interceptação pelas árvores e suas influências no escoamento superficial urbano. Tese 

(Doutorado) – Universidade Federal de Goiás, Goiânia, 2015. 

BERLAND, A.; HOPTON, M. E. Comparing street tree assemblages and associated stormwater benefits among 

communities in metropolitan Cincinnati, Ohio, USA. Urban Forestry & Urban Greening, v. 13, n. 4, p. 734-741, 2014. 

DOI: 10.1016/j.ufug.2014.06.004 

BORMANN, H. Impact of spatial data resolution on simulated catchment water balances and model performance of the 

multi-scale TOPLATS model. Hydrology and Earth System Sciences Discussions, v. 10, p. 165-179, 2006. 

DU, J.; QIAN, L.; RUI, H.; ZUO, T.; ZHENG, D.; XU, Y.; XU, C. Y. Assessing the effects of urbanization on annual runoff and 

flood events using an integrated hydrological modeling system for Qinhuai River basin, China. Journal of Hydrology, v. 

464-465, p. 127-139, 2012. DOI: 10.1016/j.jhydrol.2012.06.057 

FLETCHER, T. D.; ANDRIEU, H.; HAMEL, P. Understanding, management and modelling of urban hydrology and its 

consequences for receiving waters: A state of the art. Advances in Water Resources, v. 51, p. 261-279, 2013. https:// 

doi.org/10.1016/j.advwatres.2012.09.001 

FREITAS, J. P. O.; DIAS, H. C. T.; SILVA, E.; TONELLO, K. C. Net precipitation in a semideciduous forest fragment in Viçosa 

city, MG. Revista Árvore, Viçosa, v. 40, n. 5, p. 793-801, 2016. http://dx.doi.org/10.1590/0100-67622016000500003 

GÓMEZ-BAGGETHUN, E.; BARTON, D. N. Classifying and valuing ecosystem services for urban planning. Ecological 

Economics, v. 86, p. 235-245, 2013. https://doi.org/10.1016/j.ecolecon.2012.08.019 

HILDE, T.; PATERSON, R. Integrating ecosystem services analysis into scenario planning practice: Accounting for street 

tree benefits with i-Tree valuation in Central Texas. Journal of Environmental Management, v. 146, p. 524-534, 2014. 

https://doi.org/10.1016/j.jenvman.2014.05.039 

HOLDER, C. D.; GIBBES, C. Influence of leaf and canopy characteristics on rainfall interception and urban hydrology. 

Hydrological Sciences Journal, v. 62, n. 2, p. 182-190, 2017. https://doi.org/10.1080/02626667.2016.1217414 

99 



INKILÄINEN, E. N.; MCHALE, M. R.; BLANK, G. B.; JAMES, A. L.; NIKINMAA, E. The role of the residential urban forest in 

regulating throughfall: A case study in Raleigh, North Carolina, USA. Landscape and Urban Planning, v. 119, p. 91-103, 

2013. https://doi.org/10.1016/j.landurbplan.2013.07.002 

INSTITUTO NACIONAL DE METEOROLOGIA (INMET). BDMEP – Banco de Dados Meteorológicos para Ensino e Pesquisa. 

Disponível em: . Acesso em: 23 nov. 2014. 

KREBS, G.; KOKKONEN, T.; VALTANEN, M.; KOIVUSALO, H.; SETÄLÄ, H. A high resolution application of a stormwater 

management model (SWMM) using genetic parameter optimization. Urban Water Journal, v. 10, n. 6, p. 394-410, 2013. 

https://doi.org/10.1080/1573062X.2012.739631 

LEVIA, D. F.; GERMER, S. A review of stemflow generation dynamics and stemflow-environment interactions in forests 

and shrublands. Reviews of Geophysics, v. 53, n. 3, p. 673-714, 2015. DOI: 10.1002/2015RG000479 

LEVIA, D. F.; MICHALZIK, B.; NÄTHE, K.; BISCHOFF, S.; RICHTER, S.; LEGATES, D. R. Differential stemflow yield from 

European beech saplings: the role of individual canopy structure metrics. Hydrological Processes, v. 29, n. 1, p. 43-51, 

2015. DOI: 10.1002/hyp.10124 

LI, X.; NIU, J.; XIE, B. Study on hydrological functions of litter layers in North China. PLoS ONE, v. 8, n. 7, p. e70328, 2013. 

https://doi.org/10.1371/journal.pone.0070328 

LI, X.; XIAO, Q.; NIU, J.; DYMOND, S.; VAN DOORN, N. S.; YU, X.; XIE B.; LV X.; ZHANG K.; LI, J. Process-based rainfall 

interception by small trees in Northern China: The effect of rainfall traits and crown structure characteristics. Agricultural 

and Forest Meteorology, v. 218-219, p. 65-73, 2016. https://doi.org/10.1016/j.agrformet.2015.11.017 

LIVESLEY, S. J.; BAUDINETTE, B.; GLOVER, D. Rainfall interception and stemflow by eucalypt street trees – The impacts of canopy 

density and bark type. Urban Forestry e Urban Greening, v. 13, p. 192-197, 2014. https://doi.org/10.1016/j.ufug.2013.09.001 

NANKO, K.; WATANABE, A.; HOTTA, N.; SUZUKI, M. Physical interpretation of the difference in drop size distributions 

of leaf drips among tree species. Agricultural and Forest Meteorology, v. 169, p. 74-84, 2013. DOI: 10.1016/j. 

agrformet.2012.09.018 

SILVA, L. F.; LIMA, A. M. L. P.; SILVA FILHO, D. F.; COUTO, H. T. Z. Interceptação da chuva por duas espécies arbóreas em 

áreas verdes urbanas. CERNE, v. 16, p. 547-555, 2010. http://dx.doi.org/10.1590/S0104-77602010000400014 

SOTO-SCHÖNHERR, S.; IROUMÉ, A. How much water do Chilean forests use? A review of interception losses in forest 

plot studies. Hydrological Processes, v. 30, n. 25, p. 4674-4686, 2016. DOI: 10.1002/hyp.10946 

VAN DIJK, A. I.; GASH, J. H.; VAN GORSEL, E.; BLANKEN, P. D.; CESCATTI, A.; EMMEL, C.; GIELEN, B.; HARMAN, I. N.; KIELY, 

G.; MERBOLD, L.; MONTAGNANI, L.; MOORS, E.; SOTTOCORNOLA, M.; VARLAGIN, A.; WILLIAMS, C. A.; WOHLFAHRT, 

G. Rainfall interception and the coupled surface water and energy balance. Agricultural and Forest Meteorology, 

v. 214-215, p. 402-415, 2015. https://doi.org/10.1016/j.agrformet.2015.09.006 

XIAO, Q.; McPHERSON, E. G. Rainfall interception by Santa Monica’s municipal urban forest. Urban Ecosystems, Davis, 

v. 6, p. 291-302, 2002. 

XIAO, Q.; McPHERSON, E. G. Surface water storage capacity of twenty tree species in Davis, California. Journal of 

Environmental Quality, v. 45, n. 1, p. 188-198, 2016. https://doi.org/10.2134/jeq2015.02.0092 

XIAO, Q.; McPHERSON, E. G.; USTIN, S. L; GRISMER, M. E. A new approach to modeling tree rainfall interception. 

Journal of Geophysical Research Atmospheres, v. 105, p. 29173-29188, 2000. DOI: 10.1029/2000JD900343 

YANG, Y.; ENDRENY, T. A.; NOWAK, D. J. iTree-Hydro: snow hydrology update for the urban forest hydrology model. Journal 

of the American Water Resources Association, v. 47, p. 1211-1218, 2011. DOI: 10.1111/j.1752-1688.2011.00564.x 



100 


DOI: 10.5327/Z2176-947820180278 

ESTUDO COMPARATIVO DE ADSORÇÃO DE ÍONS METÁLICOS EM MEIO 

AQUOSO POR MEMBRANAS DE QUITOSANA RETICULADAS 

COMPARATIVE STUDY OF METAL IONS ADSORPTION IN 

AQUEOUS MEDIA BY CROSS-LINKED CHITOSAN MEMBRANES 

Carol Christina de Faria 

Bióloga, Mestre em Ciências 

Ambientais pelo Instituto de 

Ciência e Tecnologia, Universidade 

Estadual Paulista “Júlio de 

Mesquita Filho” (UNESP) – 

Sorocaba (SP), Brasil. 

Paulo Sergio Tonello 

Físico, Pós-doutorado em Estudos 

Ambientais pela Centro de Estudos 

Ambientais – CEA, UNESP. Professor 

do Instituto de Ciência e Tecnologia, 

UNESP – Sorocaba (SP), Brasil. 


Paulo Sergio Tonello – Universidade 

Estadual Paulista “Júlio de Mesquita 

Filho” – Instituto de Ciência e 

Tecnologia – Avenida Três de 

Março, 511 – Alto da Boa Vista – 

CEP 18087-180 – Sorocaba (SP), 

Brasil – E-mail: paulotonello@ 

sorocaba.unesp.br 

Recebido: 07/08/2017 

Aceito: 01/03/2018 

RESUMO 

No presente trabalho, soluções multielementares com íons metálicos 

de diferentes concentrações iniciais foram preparadas para que fossem 

comparadas as capacidades de remoção de membranas de quitosana 

reticuladas com epicloridrina (CS−ECH) e com glutaraldeído (CS−GLA). O modelo 

de pseudossegunda ordem apresentou melhor ajuste em CS–ECH, enquanto 

o modelo de pseudoprimeira ordem obteve maior coeficiente de correlação 

na amostra CS–GLA, exceto pelo íon Al 3+ . A isoterma de Freundlich obteve o 

melhor ajuste para os dois tipos de membrana. CS–ECH apresentou capacidade 

de sorção para íons Cu 2+ , Pb 2+ , Al 3+ , Zn 2+ e Cd 2+ , respectivamente, de 53,87; 

13,66; 4,41; 2,31 e 1,66 mg g -1 . Já os valores obtidos por CS–GLA, para a mesma 

sequência de íons, foram de 20,25; 3,42; 2,54; 9,23 e 8,77 mg g -1 . 

Palavras-chave: metais pesados; poluição; remoção; recursos hídricos; 

reticulação. 

ABSTRACT 

In this work, multi-elements solutions with metallic ions of different initial 

concentrations were prepared to compare the removal capacities of chitosan 

membranes cross-linked with epichlorohydrin (CS−ECH) and glutaraldehyde 

(CS−GLA). The pseudo-second kinetic equation presented better fit in CS–ECH, 

while the pseudo-first kinetic model obtained a higher correlation coefficient 

in CS–GLA sample, except for Al 3+ ion. The Freundlich isotherm presented the 

best fit in both types of membrane. CS–ECH membrane obtained sorption 

capacity for Cu 2+ , Pb 2+ , Al 3+ , Zn 2+ e Cd 2+ , respectively, of 53.87, 13.66, 4.41, 

2.31 and 1.66 mg g -1 . The values obtained by CS–GLA membrane for the 

same sequence of ions were of 20.25, 3.42, 2.54, 9.23 e 8.77 mg g -1 . 

Keywords: heavy metal; pollution; removal; water resources; crosslinking. 

101 


Faria, C.C.; Tonello, P.S. 

Os recursos hídricos têm sido historicamente impactados 

com a introdução de grandes volumes de metais 

potencialmente tóxicos (MPT) provenientes de atividades 

dos setores primário (agricultura e mineração), secundário 

(indústrias metalúrgica, química, tecnológica, 

alimentícia etc.) e doméstico (WANG & CHEN, 2014; 

UDDIN, 2017). Desse modo, os múltiplos usos da água 

podem ser comprometidos, pois muitos desses metais 

apresentam alta persistência ambiental e, em determinadas 

concentrações, podem causar sérios danos ao 

meio ambiente e à saúde pública (WU et al., 2016). 

Esses impactos negativos, por sua vez, ocorrem principalmente 

quando os MPT se bioacumulam em plantas e animais 

ou biomagnificam nas cadeias tróficas (MGBEMENA 

& OBODO, 2015). As respostas fisiológicas mais frequentes 

a esses poluentes culminam em efeitos carcinogênicos, 

mutagênicos e teratogênicos, bem como em desregulamento 

do sistema endócrino (KOEDRITH et al., 2013; 

YANG et al., 2015), desordens neurológicas e alterações 

comportamentais (ALI et al., 2013). 

INTRODUÇÃO 

Desse modo, visto que a poluição por MPT em meio 

aquoso constitui processo dinâmico e complexo, 

fica evidente a importância da aplicação de técnicas 

que promovam o monitoramento das águas ou a remoção 

de íons. Portanto, esses procedimentos são extremamente 

importantes, pois recuperam a qualidade 

da água e proporcionam o uso sustentável dos recursos 

hídricos. 

Nos últimos anos, é possível notar um crescente interesse 

da comunidade científica no desenvolvimento de 

produtos e procedimentos que promovam a separação 

dos metais pesados de águas residuais, tendo o processo 

de adsorção recebido atenção especial por constituir 

uma técnica simples, barata e de comprovada 

eficácia na remoção desses poluentes (BENASSI et al., 

2006; WANG & CHEN, 2014). O mecanismo-base desse 

processo, por sua vez, consiste na transferência de 

massa por meio da qual uma substância é transportada 

passivamente da fase líquida para a superfície de um 

sólido (adsorvente), em que, então, serão estabelecidas 

ligações por meio de interações físicas e/ou químicas 

que culminarão na redução da concentração dos 

contaminantes em solução (GREEN, 2007; ROUQUEROL 

et al., 2013). Para atender às atuais exigências em termos 

de sustentabilidade e eficiência, é necessário que 

o adsorvente utilizado, entre outras características, 

tenha grande seletividade aos metais-alvo, produza 

baixa quantidade de resíduos secundários, seja de fácil 

aquisição, reutilizável, eco-friendly e biodegradável 

(BENASSI et al., 2006; KYZAS & KOSTOGLOU, 2014). 

Quitosana: aplicação ambiental 

Com essas premissas, muitos trabalhos científicos 

têm utilizado a quitosana (CS) e seus derivados para 

a remoção de íons metálicos em níveis traço de meios 

aquosos (RINAUDO, 2006; WANG & CHEN, 2014; 

CRINI et al., 2017). Esse biossorvente é um heteropolissacarídeo 

renovável, atóxico, abundante, acessível e 

obtido por meio da reação parcial de desacetilação dos 

grupos acetamina (R-NHCOCH 3 

) da quitina (polímero 

natural oriundo da estrutura esquelética de artrópodes, 

anelídeos, moluscos e celenterados, da parede 

celular de fungos, das leveduras e das algas) (RINAUDO, 

2006; ISLAM et al., 2017). A quitosana apresenta característica 

hidrofílica, polieletrolítica em meio ácido 

e é composta de grupos 2-amino-2-desoxi-D-glicopiranose 

(GlcN) (em maior proporção) unidos por ligações 

glicosídicas do tipo β (1→4) (BENASSI et al., 2006; 

CRINI et al., 2017). A grande capacidade de remoção 

desse biopolímero para diversos poluentes, entre eles, 

os íons metálicos, deve-se aos pares de elétrons livres 

dos átomos de N e O, respectivamente, dos grupamentos 

funcionais amina (–NH 2 

) e hidroxila (–OH) presentes 

ao longo de sua cadeia, que podem ser carregados 

positiva (em pH ácido) ou negativamente (em pH básico) 

e atuam como importantes sítios de coordenação 

(IGBERASE & OSIFO, 2015). 

Apesar de a quitosana apresentar altas taxas de adsorção 

em seu estado natural, seu desempenho pode 

ser maximizado por meio de modificações químicas 

que são facilmente realizadas ao utilizar a reatividade 

do grupamento amínico primário da posição C2 e dos 

grupos hidroxila das posições C3 e C6 (WANG & CHEN, 

2014; ISLAM et al., 2017). Essas modificações, no entanto, 

ocorrem sem alterar a estrutura fundamental 

do biopolímero e conferem à quitosana novas propriedades 

(aumento da densidade dos locais de adsorção 

102 


Estudo comparativo de adsorção de íons metálicos em meio aquoso por membranas de quitosana reticuladas 

e mudança de suas posições originais) ou melhoram 

as preexistentes (potencialização da seletividade, aumento 

da resistência física/mecânica e ampliação do 

espectro de pH para a remoção de íons metálicos) 

(YONG et al., 2015; 2016). As técnicas de derivatização 

Reticulação 

A reticulação ou reação de entrecruzamento pode 

ser reversível ou não e é realizada por agentes mono 

(ex.: epicloridrina — ECH) ou bifuncionais (ex.: glutaraldeído 

— GLA) que são “capazes” de unir as cadeias 

poliméricas da quitosana por mecanismos reacionais 

(GONSALVES et al., 2011). A intensidade do entrecruzamento, 

contudo, sofre influência das condições 

experimentais (temperatura, pH e tempo de reação) 

(BEPPU et al., 1999), das características físico-químicas 

do biopolímero (grau de desacetilação — GD — e 

massa relativa) (GUPTA & JABRAIL, 2006) e do agente 

reticulador (tipo e concentração) (BERGER et al., 2004). 

Laus e de Fávere (2011) estudaram o efeito do pH na 

capacidade máxima de adsorção (q máx 

) de quitosana reticulada 

com ECH e trifosfato (TPP) para íons Cu 2+ e Cd 2+ 

em soluções aquosas. Os valores de pH que obtiveram 

maior q máx 

para Cu 2+ e Cd 2+ foram, respectivamente, 

de 6,0 (q máx 

=130,72 mg g -1 ) e 7,0 (q máx 

=83,75 mg g -1 ). 

Motawie et al. (2014) reticularam quitosana derivada 

de carapaça de camarão com ECH sob condições alcalinas 

para determinar q máx 

de íons U 6+ em soluções de 

pH variando de 1 a 3. O melhor resultado foi obtido a 

30°C, com pH=3 e em 120 minutos de tempo de contato. 

A solução em pH=1 apresentou menor remoção 

em razão da grande protonação dos grupos amina que 

reduziu a disponibilidade dos sítios de coordenação 

para os íons U 6+ . Kyzas et al. (2014) observaram ganho 

na capacidade de adsorção do pó de quitosana para 

o íon Cd 2+ em soluções aquosas, após modificação com 

são bastante diversificadas, porém as mais relatadas na 

literatura são: inserção de grupos funcionais (BADAWI 

et al., 2017), imobilização (SHAKER & YAKOUT, 2016), 

impressão de íons (MONIER et al., 2016) e reticulação 

(THAKUR & VOICU, 2016). 

ácido itacônico e retilação com GLA ou ECH. Os valores 

de q máx 

obtidos foram de 405 e 331 mg g -1 para GLA e 

ECH, respectivamente. 

Entretanto, o processo de reticulação em quitosana 

pode, em alguns casos, reduzir sua capacidade adsortiva 

para íons metálicos (OSIFO et al., 2008), visto que 

os agentes reticulantes reagem com os principais sítios 

de coordenação desse biopolímero (grupamentos 

amínicos e hidroxílicos) para formar as ligações cruzadas 

(GONSALVES et al., 2011). Sahin et al. (2011), por 

exemplo, protegeram os grupos (–NH 2 

) da quitosana 

com benzaldeído antes da reticulação com ECH e da 

inserção de novos grupos funcionais no biopolímero, 

para estudar a remoção de íons Cu 2+ em meio aquoso. 

Verificou-se que a reticulação se deu preferencialmente 

nos grupos C 6 

–OH da quitosana. 

Diante do exposto, o presente trabalho teve a finalidade 

de realizar um estudo comparativo da capacidade 

de adsorção de íons metálicos potencialmente tóxicos 

por membranas de quitosana modificadas por reticulação 

com epicloridrina (CS–ECH) ou glutaraldeído 

(CS–GLA) (via reação heterogênea e covalente de entrecruzamento), 

visando à utilização desses materiais 

em possíveis processos de remediação de águas e/ou 

efluentes contaminados. Para isso, foram utilizadas soluções 

aquosas sintéticas multielementares (Al 3+ , Cu 2+ , 

Pb 2+ , Cd 2+ e Zn 2+ ) em variadas concentrações. 

Para atender ao objetivo proposto, membranas de 

quitosana foram produzidas e então reticuladas 

com ECH ou GLA. As alterações em âmbito químico 

e morfológico resultantes dessa modificação foram 

observadas, respectivamente, por espectroscopia 

na região do infravermelho com transformada de 

Fourier (FTIR), acoplada a um elemento de reflexão 

total atenuada com cristal de diamante (ATR), e 

por microscopia eletrônica de varredura (SEM) com 


sonda para espectrometria de raios X por energia 

dispersiva (EDS). Os testes de cinética e de equilíbrio 

de adsorção foram realizados por meio do 

preparo de soluções multielementares (Cu 2+ , Pb 2+ , 

Al 3+ , Zn 2+ e Cd 2+ ) com diferentes concentrações (em 

pH 5,0; I=0,01 mol L -1 (NaNO 3 

) e t=25°C) contendo 

a mesma quantidade de massa de adsorvente. Alíquotas 

foram extraídas dos Erlenmeyer em tempos 

regulares até o final do experimento (2.280 min) 

103 



para quantificar os metais remanescentes em solução 

por meio de espectrometria de emissão óptica 

com plasma acoplado indutivamente (ICP-OES). 

Em posse dos dados experimentais, as taxas de remoção 

e o tempo de equilíbrio foram determinados. 

Os modelos de pseudoprimeira e pseudossegunda 

Síntese das membranas de quitosana 

Uma solução de 1% em massa de quitosana (GD entre 

75 e 85% e peso molecular médio de 122,74 kDa) (Sigma-Aldrich 

® , St. Louis, Estados Unidos) foi obtida com 

a dissolução de 5 g do polímero em 495 mL de ácido 

acético (3% em volume) (Merck ® , São Paulo, Brasil), 

mantendo-se sob agitação magnética (Quimis ® , Q221M, 

Diadema, Brasil) a 140 rpm, em temperatura constante 

de 25°C, por 24 horas. A solução viscosa resultante com, 

aproximadamente, 5% (m/v) de quitosana foi filtrada 

duas vezes com o auxílio de tela de nylon para remoção 

dos materiais insolúveis, obtendo-se um filtrado límpido 

e homogêneo. Feito isso, 150 g de gel foram vertidos 

ordens foram aplicados para averiguar qual processo 

preponderou durante a adsorção dos analitos; 

e o estudo do equilíbrio de adsorção foi realizado 

aplicando os modelos de isotermas de Langmuir e 

Freundlich aos dados experimentais para determinação 

de q máx 

. 

em placa de petri (13,5 cm de diâmetro) e colocados em 

estufa a 60°C por 48 horas para evaporação do ácido 

acético. Em seguida, a placa foi preenchida com NaOH 

1 mol L -1 (Synth ® , São Paulo, Brasil) por 24 horas para promover 

a neutralização dos grupos amino da quitosana. 

O filme, então, foi retirado da placa e lavado com água 

ultrapura em abundância (resistividade de 18,2 MΩ.cm) 

e estocado em água de mesma qualidade a 4°C (PAIVA, 

2009). Todas as membranas foram igualmente cortadas 

em discos (A=4,90 cm 2 ) e seccionadas obliquamente 

para aumentar a superfície de contato. 

Reticulação das membranas de quitosana com epicloridrina ou glutaraldeído 

Seguindo a metodologia de Vieira e Beppu (2006), 

a reticulação heterogênea com ECH (Sigma-Aldrich ® , 

Vetec, São Paulo, Brasil) foi realizada por meio da 

imersão de 3 g de membranas úmidas de quitosana 

em 50 mL de solução do reticulador a 0,01 mol L −1 

(preparada em 0,067 mol L −1 NaOH) a 40°C, mantendo-se 

sob constante agitação magnética (Solab-SL 91) 

por 2 horas. Feito isso, os filmes foram lavados com 

água ultrapura para remover os resíduos de ECH que 

Métodos de caracterização 

Espectroscopia de infravermelho com Transformada de Fourier 

não reagiram com a quitosana. Já a reticulação heterogênea 

com GLA (Synth ® , São Paulo, Brasil) foi feita 

por meio da imersão de 3 g de filme úmido de quitosana 

em 50 mL de solução do reticulante a 0,75% em 

massa, sem agitação, em temperatura ambiente por 

2 horas. Em seguida, as membranas foram lavadas 

com água ultrapura para remoção do excesso de GLA 

(VIEIRA & BEPPU, 2006). 

Foram realizadas nas membranas de CS natural (NCS) e 

reticuladas as análises de espectroscopia de infravermelho 

utilizando-se a técnica de FTIR (Varian Espectrometer 

Modelo 660) acoplada a um elemento de ATR com cristal 

de diamante (Pike Technologies Glade), para confirmar 

quais grupos funcionais estavam presentes na NCS 

antes e após a modificação química. As análises de FTIR 

foram feitas no espectro da região de 4.000 − 400 cm -1 . 

Caracterização morfológica e análise elementar 

Para comparar as mudanças físicas e identificar os 

componentes químicos das amostras, foram realizadas 

as análises morfológica e composicional semiquantitativa 

das membranas (com e sem reticulação) via caracterização 

de superfície por SEM (JEOL JSM-6010LA), 

com tensão de aceleração de 2,5 kV, acoplada a analisador 

de espectrometria de raios X por energia dispersiva 

(EDS). 

104 



Determinação da capacidade de adsorção 

Tempo de equilíbrio e cinética de adsorção 

Para a determinação desses itens, foram preparadas soluções 

(v=100 mL) multielementares dos analitos (Al 3+ , 

Cu 2+ , Pb 2+ , Cd 2+ e Zn 2+ ) em diferentes concentrações (0,25 

− 15 mg L -1 ), de força iônica 0,01 mg L -1 (determinada com 

NaNO 3 

), pH 5,0±0,1 (ajuste realizado com soluções de HCl 

e NaOH) (Quimis ® , Q400AS, Diadema, Brasil). Cada solução 

recebeu 3 discos (m=0,368 g) de quitosana reticulada 

(ECH/GLA) e, em seguida, foi submetida à agitação 

magnética (Quimis ® , 225M, Diadema, Brasil) constante 

de 140 rpm por até 48 horas em temperatura ambiente 

(25 o C). Feito isso, alíquotas de 2,5 mL foram retiradas em 

intervalos regulares (15; 30; 60; 120; 240; 480; 1.440 e 

2.880 min) até atingir o ponto de equilíbrio, para estudar 

o efeito do tempo de contato no processo de adsorção. 

Posteriormente, as amostras foram acidificadas em solução 

de HNO 3 

a 2%, e os metais em solução, quantificados 

por ICP-OES. A quantidade de íons metálicos adsorvidos 

no equilíbrio (q e 

) foi calculada de acordo com a Equação 1: 


Caracterização das membranas de quitosana natural e reticuladas 

Espectroscopia na região do infravermelho com transformada 

de Fourier–reflexão total atenuada com cristal de diamante 

A identificação das bandas características ou de novos 

agrupamentos químicos das membranas de CS– 

ECH e CS–GLA foi realizada por meio da técnica de 

FTIR (Figura 1). Desse modo, verificou-se quais foram 

as mudanças ocorridas na estrutura da quitosana 

após o processo de reticulação. Para CS–ECH, 

é possível notar modificações nos comprimentos de 

onda a 1.031 (estiramento vibracional C–O de álcoois 

primários), 1.075 (amina alifática), 1.150 (estiramento 

assimétrico da ponte C–O–C), 1.320 (grupamentos 

N-acetilglucosamina), 1.377 (ligação C–N), 

1.419 (vibrações de deformação do N–H de amina 

primária), 1.638 (estiramento C=O dos grupamentos 

de amina I) e 3.355 cm -1 (estiramento de N–H e estiramento 

de –OH). Observou-se aumento na intensidade 

entre 1.000 e 1.300 cm -1 , indicando a formação 

da ligação (C–O), característica do processo de 

reticulação com ECH (NGAH et al., 2002). As bandas 

( Co−Ce) 

xV 

qe 

= 

(1) 

m 

Em que: 

q e 

= a quantidade (mg g -1 ) de íons metálicos adsorvidos 

pelos discos de quitosana com reticulação (ECH/GLA) 

no equilíbrio; 

C o 

e C e 

= as concentrações metálicas (mg L -1 ) na solução 

inicial e após a adsorção, respectivamente; 

V = o volume (L) da solução; 

m = o peso total (g) dos discos de quitosana utilizados. 

O percentual de metal removido em razão da biossorção 

foi calculado de acordo com a Equação 2: 

( Co−Ce) 

% ldelremoção = × 100(2) 

C 

o 

1.075 e 1.031 cm -1 também tiveram suas intensidades 

diminuídas. 

Na membrana de CS–GLA é possível observar alterações 

nas ondas a 661, 668 (estruturas poliméricas), 

1.032 (estiramento de ligação C–O de álcoois primários), 

1.632 (estiramento C=O dos grupamentos de 

amidas I), 2.341 (estiramento C=N), 2.360 (amina primária) 

e 3.350 cm -1 (estiramento de N–H e estiramento 

de –OH). O entrecruzamento de CS com GLA se dá a 

partir da reação entre os grupos –NH 2 

e –OH do biopolímero 

com os grupos –C=O do reticulador, culminando, 

dessa forma, na perda de uma molécula de água e na 

formação de ligação imina (C=N) (WANG et al., 2004). 

Também foi possível observar a diminuição da intensidade 

do grupo a 3.350 cm -1 , o que indica, portanto, 

que o processo de reticulação ocorreu por meio desses 

grupos (estiramento de N–H e estiramento de –OH). 

Além disso, houve o aparecimento de duas novas ban- 

105 



das, sendo elas a 2.360 e a 2.341 cm -1 (ligação imina), 

que correspondem à azometina formada após a conversão 

dos grupos amina da quitosana por meio do 

processo de reticulação com GLA; e o desaparecimento 

das bandas que se situam na região de 1.100 a 1.300 

cm -1 (grupos aminas que acabam se reduzindo em resposta 

ao bloqueio por GLA), culminando na formação 

Espectrometria de raios X por energia dispersiva 

O espectro EDS da membrana sem reticulação indicou 

a contagem relativa em porcentagem de massa 

de 60,29% de carbono (C), 11,22% de nitrogênio (N) e 

28,49% de oxigênio (O). A presença desses elementos 

está relacionada com a própria estrutura da quitosana. 

A amostra CS–ECH revelou percentuais de 62,95% de 

C; 10,03% de N; e 27,02% de O. Nota-se aumento no 

percentual de C e ligeira redução no percentual de N 

e O. Essas variações sinalizam que o processo de reticulação 

se deu principalmente nos grupos hidroxila do 

Efeito do tempo de contato 

da ligação N=C (WANG et al., 2004); portanto, essas 

modificações ratificam o sucesso da reticulação com 

GLA. Houve diminuição da banda a 1.632 cm -1 (estiramento 

C=O dos grupamentos de amidas I) e ocorrem 

picos na região de 668 a 661 cm -1 referentes ao surgimento 

de estruturas poliméricas que possuem anel 

aromático, fruto da reticulação dessa natureza. 

polímero e houve também a adição de carbono proveniente 

do reticulador ECH. Por outro lado, a membrana 

de CS−GLA apresentou valores para os mesmos elementos 

de 71,33, 7,10 e 21,57%; verifica-se, portanto, 

aumento no percentual de C e diminuição dos percentuais 

de N e O. As aminas foram preferencialmente utilizadas 

no processo de reticulação com GLA, pois esse 

grupo constitui o arcabouço das bases de Schiff. Resultados 

semelhantes podem ser conferidos no trabalho 

de Vieira (2008). 

A variação da taxa de remoção (%) (Equação 2) dos 

metais em função do tempo de contato em CS–ECH e 

CS–GLA, de modo geral, foi reduzida conforme a concentração 

das soluções iniciais aumentou, havendo, 

portanto, efeito de massa nesse experimento (Figuras 

2A e 2B). 

%T 

3365 3355 3350 

2750 

2341 

2360 

1636 

1632 

1031 

1074 

1150 

1322 

1377 

1419 

1377 

1419 

1320 

1150 1075 

1031 

(A) 

(B) 

(C) 

4000 3000 

Wavenumber 

2000 1000 

[cm-1] 

Figura 1 – Espectro de absorção no infravermelho de membrana de quitosana natural (A), 

membrana de quitosana reticulada com epicloridrina (B) e membrana de quitosana reticulada com glutaraldeído (C). 

106 



Esse fenômeno, por sua vez, pode ter ocorrido em 

função do aumento progressivo da competição entre 

os íons metálicos pelos mesmos sítios ativos do 

adsorvente. Conclui-se, então, que a dosagem do 

adsorvato pode ser considerada um fator importante 

por determinar a capacidade adsortiva das membranas 

em análise. Pelas Tabelas 1 e 2, referentes às 

taxas de adsorção obtidas no final do experimento 

(2.280 min), verificou-se que os percentuais de adsorção 

dos analitos foram maiores em CS–ECH, e que 

o íon Cu 2+ apresentou os índices mais altos de remoção 

para todas as concentrações e em ambas as 

amostras de adsorvente (média de 96% em CS–ECH 

e 92% em CS–GLA). Além disso, os tempos de equilíbrio 

obtidos sinalizaram que o processo adsortivo 

na quitosana reticulada com GLA ocorreu mais lentamente 

(≥2.280 min), assim como foi observado por 

Vieira (2008). 

A 

B 

120 

100 

80 

60 

40 

20 

120 

100 

80 

60 

40 

20 

Adsorção Cu 2+ . (%) 

0 0 500 1000 1500 2000 2500 

Tempo (Min) 

Adsorção Cu 2+ . (%) 

0 0 500 1000 1500 2000 2500 

Tempo (Min) 

Conc. 250 Conc. 500 Conc. 1000 Conc. 1500 

Conc. 2500 Conc. 5000 Conc. 10000 Conc. 15000 

Figura 2 − Efeito do tempo de contato nas capacidades de adsorção (%) de membrana 

de quitosana reticulada com epicloridrina (A) e membrana de quitosana reticulada com 

glutaraldeído (B) para íon Cu 2+ (100 mL, [0,25−15,00 mg L -1 ], 0,368 g de adsorvente e pH 5). 

Tabela 1 − Percentual de adsorção dos elementos Al 3+ , Cu 2+ , Pb 2+ , Cd 2+ e Zn 2+ em t=2.280 minutos em diferentes 

concentrações iniciais (mg L -1 ) de solução multielementar com membrana de quitosana reticulada com epicloridrina. 

Concentração 

(mg L -1 ) 

Íon metálico 

Al 3+ Cu 2+ Pb 2+ Cd 2+ Zn 2+ 

0,25 88% 100% 95% 68% 58% 

0,50 88% 100% 75% 57% 46% 

1,00 78% 99% 65% 59% 43% 

1,50 51% 98% 75% 62% 52% 

2,50 45% 94% 64% 53% 40% 

5,00 36% 92% 31% 33% 21% 

10,00 38% 90% 29% 37% 18% 

15,00 68% 93% 39% 48% 25% 

CS–ECH: membrana de quitosana reticulada com epicloridrina 

107 



Cinética de adsorção 

A fim de identificar o mecanismo cinético responsável por 

controlar o processo de adsorção, como transferência de 

massa na solução e reação química, foram realizadas as 

análises comparativas dos coeficientes de correlação (R 2 ) 

e dos valores do teste do χ 2 das equações de pseudoprimeira 

e pseudossegunda ordens (Tabelas 3 e 4). 

Tabela 2 − Percentual de adsorção dos elementos Al 3+ , Cu 2+ , Pb 2+ , Cd 2+ e Zn 2+ em t=2280 minutos em diferentes 

concentrações iniciais (mg L -1 ) de solução multielementar com membrana de quitosana reticulada com glutaraldeído. 

Concentração 

(mg L -1 ) 

Íon metálico 

Al 3+ Cu 2+ Pb 2+ Cd 2+ Zn 2+ 

0,25 86% 99% 81% 29% 24% 

0,50 75% 98% 78% 31% 27% 

1,00 62% 97% 65% 30% 25% 

1,50 40% 95% 50% 24% 18% 

2,50 49% 94% 49% 23% 28% 

5,00 59% 89% 66% 32% 28% 

10,00 64% 86% 54% 30% 24% 

15,00 72% 85% 42% 27% 20% 

CS–GLA: membrana de quitosana reticulada com glutaraldeído 

Metal 

Con c. 

(mg L -1 ) 

Pseudoprimeira ordem R 2 k 1 

(min -1 ) 

q exp 

(mg g -1 ) 

q calc 

(mg g -1 ) 

Al 3+ 0,25 y = -0,0012x + 1,9857 0,9588 2,76 x 10 -3 56,52 96,76 16,73 

Cu 2+ 0,25 y = -0,0035x + 1,8335 0,9977 8,06 x 10 -3 67,69 63,78 0,23 

Pb 2 0,25 y = -0,0007x + 1,7011 0,9622 1,61 x 10 -3 62,84 50,24 3,16 

Cd 2+ 0,25 y = -0,0002x + 1,4939 0,8281 4,60 x 10 -4 45,91 31,18 6,95 

Zn 2+ 0,25 y = -0,0002x + 1,3775 0,8387 4,60 x 10 -4 39,57 23,85 10,36 

Metal 

Tabela 3 – Parâmetros cinéticos de adsorção em membrana de quitosana reticulada com 

epicloridrina referentes aos modelos cinéticos de pseudoprimeira e pseudossegunda ordens. 

Conc. 

(mg L -1 ) 

Pseudossegunda ordem R 2 k 2 

(g mg -1 min -1 ) 

q exp 

(mg g -1 ) 

q calc 

(mg g -1 ) 

Al 3+ 0,25 y = 0,0168x + 0,4196 0,9988 6,72 x 10 -4 56,52 59,52 0,15 

Cu 2+ 0,25 y = 0,0145x + 0,3595 0,9994 5,84 x 10 -4 67,69 68,96 0,02 

Pb 2 0,25 y = 0,0149x + 1,5705 0,9949 1,41 x 10 -4 62,84 67,11 0,27 

Cd 2+ 0,25 y = 0,0216x + 2,072 0,9925 2,25 x 10 -4 45,91 46,29 0,003 

Zn 2+ 0,25 y = 0,0251x + 1,9517 0,9936 3,22 x 10 -4 39,57 39,84 0,001 

CS–ECH: membrana de quitosana reticulada com epicloridrina; R 2 : coeficiente de correlação; k 1: 

constante de velocidade de adsorção de pseudoprimeira 

ordem (min -1 ); k 2: 

constante de velocidade de adsorção de pseudossegunda ordem (g mg -1 min -1 ); q exp: 

quantidade de metal adsorvida no 

equilíbrio (mg g -1 ) determinada experimentalmente; q calc: 

quantidade de metal adsorvida no equilíbrio (mg g -1 ) calculada pelo modelo cinético. 

Χ 2 

Χ 2 

108 



Modelo cinético de pseudoprimeira ordem 

O modelo cinético de pseudoprimeira ordem é utilizado 

em processos de adsorção do soluto de uma solução líquida 

e tem embasamento na capacidade de adsorção 

do sólido. A equação linearizada de pseudoprimeira ordem 

é apresentada na Equação 3 (LAGERGREN, 1898). 

ln (q e 

- q t 

)= lnq e 

– k 1 

t(3) 

Modelo cinético de pseudossegunda ordem 

O modelo cinético de pseudossegunda ordem é embasado 

na capacidade de adsorção da fase sólida e 

descreve o comportamento durante todo o tempo de 

contato. O modelo linear de pseudossegunda ordem é 

apresentada pela Equação 4 (HO & MCKAY, 1998): 

t/q t 

= (1/k 2 

q e2 

) + t/q e 

(4) 

Em que: 

q e 

e q t 

= a quantidade de metal adsorvida no equilíbrio 

(mg g -1 ) e no tempo t (min), respectivamente; 

k 1 

= a constante de velocidade de adsorção de pseudoprimeira 

ordem (min -1 ). Esta pode ser calculada pelo 

coeficiente angular da reta do gráfico ln (q e 

– q t 

) versus t. 

Se a cinética de pseudossegunda ordem é aplicável, um 

gráfico (t/q) versus t deve mostrar uma relação linear, 

com coeficiente linear (1/k 2 

q e2 

) e coeficiente angular 

1/q e 

. O valor da constante k é obtido por meio do 

coeficiente angular (HO & MCKAY, 1999). 

Para t=0, a taxa inicial de sorção h é dada pela Equação 5: 

h = k 2 

q e 

2 

(5) 

Em que: 

k 2 

= a constante de velocidade de adsorção de pseudossegunda 

ordem (g mg -1 min -1 ); 

h = a taxa de adsorção inicial (mg g -1 min -1 ). 

Metal 

Con c. 

(mg L -1 ) 

Pseudoprimeira ordem R 2 k 1 

(min -1 ) 

q exp 

(mg g -1 ) 

q calc 

(mg g -1 ) 

Al 3+ 0,25 y = -0,0022x + 1,6363 0,9028 5,06 x 10 -3 58,22 43,28 5,15 

Cu 2+ 0,25 y = -0,0003x + 1,8047 0,9959 6,90 x 10 -4 65,98 63,78 0,07 

Pb 2 0,25 y = -0,0002x + 1,7007 0,978 4,60 x 10 -4 55,00 50,19 0,46 

Cd 2+ 0,25 y = -0,0002x + 1,2624 0,9852 4,60 x 10 -4 19,57 18,30 0,08 

Zn 2+ 0,25 y = -0,0002x + 1,1917 0,9821 4,60 x 10 -4 16,55 15,54 0,06 

Metal 

Tabela 4 – Parâmetros cinéticos de adsorção em membrana de quitosana reticulada com 

glutaraldeído referentes aos modelos cinéticos de pseudoprimeira e pseudossegunda ordens. 

Conc. 

(mg L -1 ) 

Pseudossegunda ordem R 2 k 2 

(g mg -1 min -1 ) 

q exp 

(mg g -1 ) 

q calc 

(mg g -1 ) 

Al 3+ 0,25 y = 0,0167x + 0,8178 0,9984 3,41 x 10 4 58,22 59,88 0,04 

Cu 2+ 0,25 y = 0,0138x + 2,4041 0,9875 7,92 x 10 -5 65,98 72,46 0,57 

Pb 2 0,25 y = 0,0171x + 2,9578 0,9859 9,88 x 10 -5 53,14 58,47 0,48 

Cd 2+ 0,25 y = 0,0349x + 9,6683 0,9434 1,25 x 10 -4 19,57 28,65 2,87 

Zn 2+ 0,25 y = -0,0002x + 1,1917 0,9821 3,19 x 10 -4 16,55 15,54 0,06 

CS–GLA: membrana de quitosana reticulada com glutaraldeído; R 2 : coeficiente de determinação; k 1: 

constante de velocidade de adsorção de pseudoprimeira 

ordem (min -1 ); k 2: 

constante de velocidade de adsorção de pseudossegunda ordem (g mg -1 min -1 ); q exp: 

quantidade de metal adsorvida 

no equilíbrio (mg g -1 ) determinada experimentalmente; q calc: 

quantidade de metal adsorvida no equilíbrio (mg g -1 ) calculada pelo modelo cinético. 

Χ 2 

Χ 2 

109 



Por meio da reta do gráfico de t/q t 

versus t pode-se calcular 

k 2 

pelo coeficiente linear. 

A título de exemplo, nas Tabelas 3 e 4 estão apresentadas 

as equações lineares dos modelos cinéticos de 

pseudoprimeira e pseudossegunda ordens com seus 

respectivos coeficientes de correlação para a solução 

de 0,25 mg L -1 das amostras de CS−ECH e CS−GLA. Todas 

as soluções provenientes de CS−ECH apresentaram 

boa correlação R 2 com a equação de pseudossegunda 

ordem, ou seja, a etapa limitante determinante 

do mecanismo cinético pode ser a adsorção química; 

portanto, ocorre o envolvimento de forças de valência 

por intermédio do compartilhamento ou da troca 

de elétrons entre adsorvente e adsorvato (SEPTHUM 

et al., 2007). O melhor ajuste a esse tipo de mecanismo 

pôde ser confirmado pelo menor grau de dispersão 

obtido pelo teste do χ 2 dos resultados previstos 

pelo modelo (q calc 

) em relação aos valores de q e 

determinados experimentalmente (q exp 

). Já a análise 

comparativa do R 2 e do χ 2 das soluções provenientes 

da amostra de CS–GLA revela que os analitos estudados, 

exceto pelo íon Al 3+ , apresentaram cinética de 

adsorção de pseudoprimeira ordem. Esse modelo, 

geralmente, tem melhor aplicação em tempos acima 

de 20 a 30 minutos iniciais do processo de adsorção, 

e a velocidade de remoção do adsorvato da solução é 

proporcionalmente dependente do número de sítios 

de ligação disponíveis no adsorvente (HO & MACKAY, 

1999). Aliabadi et al. (2013) também obtiveram boa 

correlação dos dados experimentais de adsorção de 

Cu 2+ , Pb 2+ e Cd 2+ em membrana de nanofibras formadas 

por quitosana e poli (óxido de etileno) com o modelo 

cinético de pseudoprimeira ordem. 

Isoterma de adsorção 

As isotermas de adsorção descrevem a relação entre 

adsorvato e adsorvente no equilíbrio (WAN et al., 

2010), além de serem o meio mais comum de estabelecer 

se o processo adsortivo se trata de quimissorção 

ou fisissorção. O modelo de Langmuir supõe que 

a superfície do adsorvente possua sítios energéticos 

idênticos e que cada molécula do adsorbato ocupe um 

único sítio, bem como prevê a formação de uma monocamada 

de cobertura de adsorbato na superfície do 

adsorvente. Já o modelo de Freundlich descreve uma 

Por meio da análise dos parâmetros cinéticos de CS– 

ECH e CS–GLA é possível observar que o valor da constante 

de velocidade de adsorção (k) diminui à medida 

que a (C o 

) aumenta; portanto, isso pode ter refletido no 

tempo de equilíbrio (2.280 min) das soluções. A existência 

de uma quantidade definida de sítios ativos nas 

superfícies dos adsorventes pode explicar tal fato; então, 

em concentrações mais baixas, há sítios de coordenação 

disponíveis para que os íons metálicos sejam 

adsorvidos sem grandes dificuldades. Já o estudo das 

velocidades de adsorção obtidas das amostras CS–ECH 

e CS–GLA revelou que o segundo tipo de adsorvente 

apresentou valores mais baixos para esse parâmetro, 

mesmo em baixas concentrações iniciais, o que sinaliza 

uma adsorção ainda mais lenta. O íon Al 3+ apresentou, 

em grande parte das soluções e em ambos os tipos de 

amostras, os maiores valores da constante de velocidade, 

seguido dos elementos Zn 2+ e Pb 2+ . A taxa inicial de 

adsorção (h) (mg g -1 min -1 ), em média, para íons Al 3+ , 

Cu 2+ , Pb 2+ , Zn 2+ e Cd 2+ em CS–ECH foi, respectivamente, 

de 20,83; 10,98; 10,31; 6,85 e 6,19. Para os mesmos 

íons em CS–GLA, os valores obtidos foram, respectivamente, 

de 6,66; 6,86; 2,86; 3,94 e 2,92. Esse parâmetro 

sinaliza que a adsorção inicial também apresentou 

diferenças entre os dois tipos de membrana, tendo a 

amostra CS–GLA apresentado médias mais modestas 

para todos os analitos em estudo. O processo de reticulação 

com GLA provoca a reorganização da estrutura 

química das cadeias poliméricas (WEBSTER et al., 

2007) e isso pode constituir uma possível explicação 

para o retardamento do processo adsortivo nesse tipo 

de membrana, o que justifica os valores reduzidos para 

os parâmetros cinéticos em CS–GLA. Por outro lado, 

o íon Al 3+ , independentemente do tipo de adsorvente, 

obteve a maior taxa inicial de adsorção (h). Já o íon 

Cu 2+ obteve o segundo lugar na média de (h) em ambas 

as amostras. 

adsorção reversível heterogênea, visto que não se restringe 

a uma monocamada de cobertura do adsorvente 

(MCKAY, 1996). 

De acordo com os coeficientes de determinação calculados 

para ambos os modelos isotérmicos para as mostras 

de CS–ECH e CS–GLA (Tabela 5), a isoterma de Langmuir 

não foi aplicada com sucesso para todas as soluções, 

portanto, o modelo de Freundlich apresentou melhor 

ajuste para o processo de adsorção deste trabalho. 

110 



A equação matemática utilizada para essa isoterma é 

expressa pela Equação 6, sendo comumente utilizada 

sua forma linearizada Equação 7 (SUBRAMAYAN; 

DAS, 2009): 

q e 

= K F 

C e 

1/n 

(6) 

ln q e 

= lnK F 

+ 1/n ln C e 

(7) 

Em que: 

K F 

= a constante de Freundlich (mg g -1 ) que indica a capacidade 

de sorção do adsorvente. 

O parâmetro “n” está relacionado com a distribuição dos 

sítios energéticos do adsorvente. Esse fator prediz se a isoterma 

é favorável (sendo os valores entre 0,1 e 1 indicadores 

de um ambiente que favorece a adsorção). Os valores 

das constantes de Freundlich e 1/n da equação linearizada 

podem ser obtidos plotando o gráfico de lnq e 

versus lnC e 

. 

Os valores do fator (n) obtidos para os íons Al 3+ , Cu 2+ , 

Pb 2+ , Zn 2+ e Cd 2+ para os dois tipos de adsorvente CS–ECH 

e CS–GLA foram, respectivamente, de 1,88; 2,11; 1,53; 

1,61; 1,33 e 1,50; 1,45; 1,32; 1,04; 1,00, sendo esses índices 

indicadores de adsorção favorável. Os valores de 

1/n para os mesmos íons em CS–ECH e CS–GLA foram, 

respectivamente, de: 0,52; 0,47; 0,65; 0,62; 0,74 e 0,66; 

0,68; 0,75; 0,95; 0,99. Se o valor de 1/n está entre 0,1 e 

1, o processo de adsorção é descrito por quimissorção; 

e quanto mais próximo de 0, assume-se que mais heterogênea 

é a superfície da fase sólida. 

Os valores de q máx 

obtidos por CS–ECH para os íons Cu 2+ , 

Pb 2+ , Al 3+ , Zn 2+ e Cd 2+ foram, respectivamente, de 53,87; 

13,66; 4,41; 2,31 e 1,66 mg g -1 . Já os valores de q máx 

na 

amostra de CS–GLA para os mesmos metais foram, respectivamente, 

de 20,25; 3,42; 2,54; 9,23 e 8,77 mg g -1 . 

Com esses dados é possível constatar que o íon Cu 2+ foi 

o analito mais removido em ambos os adsorventes. Entretanto, 

em CS–GLA, o q máx 

verificado para esse mesmo 

íon corresponde apenas a 37% do valor obtido por CS– 

ECH. Já os íons Pb 2+ e Al 3+ , que foram, respectivamente, 

o segundo e o terceiro elementos mais removidos por 

CS–ECH, também apresentaram valores reduzidos em 

CS–GLA. A diminuição da capacidade de sorção em quitosana 

reticulada com GLA foi relatada em outros trabalhos 

(BARONI et al., 2008; WU et al., 2010). Esse fenômeno 

ocorre possivelmente pelo bloqueio dos grupos 

aminosídicos livres da quitosana durante a formação 

das bases Schiff no processo de reticulação com GLA. 

Tabela 5 − Coeficientes de determinação das isotermas de Freundlich e Langmuir em membrana 

de quitosana reticulada com epicloridrina e membrana de quitosana reticulada com glutaraldeído. 

Metal Freundlich (CS-ECH) R 2 Metal Freundlich (CS-GLA) R 2 

Al 3+ y= 0,6506x + 0,6453 0,859 Al 3+ y = 0,7531x + 0,4054 0,8363 

Cu 2+ y= 0,5293x + 1,7314 0,9541 Cu 2+ y = 0,665x + 1,3066 0,9942 

Pb 2 y= 0,473x + 1,1357 0,9224 Pb 2+ y = 0,6891x + 0,5352 0,941 

Cd 2+ y= 0,747x + 0,2207 0,9497 Cd 2+ y = 0,9906x - 0,9431 0,9865 

Zn 2+ y= 0,62x + 0,3639 0,9232 Zn 2+ y = 0,9598x - 0,9655 0,9742 

Metal Langmuir (CS-ECH) R 2 Metal Langmuir (CS-GLA) R 2 

Al 3+ y= 0,0005x +1,9829 0,3138 Al 3+ y = -5E-05x + 2,4936 0,0029 

Cu 2+ y = 0,0003x + 0,1196 0,6456 Cu 2+ y = 0,0007x + 0,1295 0,9772 

Pb 2 y = 0,0008x + 1,7062 0,6211 Pb 2+ y = 0,0004x + 1,8942 0,5492 

Cd 2+ y = 0,0004x + 2,8003 0,3568 Cd 2+ y = 0,0024x + 7,8931 0,7818 

Zn 2+ y = 0,001x + 4,6037 0,6088 Zn 2+ y = 0,004x + 9,5583 0,7411 

CS–ECH: membrana de quitosana reticulada com epicloridrina; CS–GLA: membrana de quitosana reticulada com glutaraldeído; R 2 : coeficiente 

de determinação. 

111 



O nitrogênio presente nos grupos amina atua como doador 

de elétrons, de modo que ligações dativas com íons 

de metais de transição podem ser estabelecidas (NGAH 

et al., 2005). Em CS–ECH, o processo de reticulação se 

deu principalmente com os grupos hidroxila da quitosana, 

portanto, um maior número de grupos amina (−NH 2 

) 

ficou disponível para coordenar com os analitos, e isso se 

traduziu em valores mais elevados de q máx 

. Contudo, os 

íons Cd 2+ e Zn 2+ foram mais adsorvidos em CS–GLA, contrariando 

a tendência vista nos demais íons metálicos. 

Provavelmente, o surgimento de novos sítios de ligação 

após o entrecruzamento, como ligações imino, terminais 

de aldeído não reagidos ou grupos álcoois e hidroxilo não 

reagidos a partir de quitosana original (VIEIRA & BEPPU, 

2006), favoreceu esses analitos. Rangel-Mendez et al. 

(2009), por exemplo, por meio de análise com infravermelho 

(IR) em quitosana, observaram a coordenação 

de Cd 2+ com grupos álcoois secundários. Porém, as características 

intrínsecas dos íons metálicos (propriedades 

paramagnéticas, spin, estado de oxidação, valência) 

(WEBSTER et al., 2007), do sorvente (carga iônica, área 

superficial, tamanho do poro, densidade e grupos funcionais 

livres na superfície) e da solução (pH, temperatura) 

podem ter grande influência no processo de adsorção. 

Verificou-se, pela análise de infravermelho nas amostras 

de quitosana modificadas quimicamente com ECH e GLA, 

a presença dos grupos funcionais esperados para cada tipo 

de reticulação; portanto, o processo de entrecruzamento 

foi realizado com sucesso. Nos ensaios de adsorção, a 

cinética de pseudossegunda ordem apresentou os maiores 

coeficientes de correlação para todos os analitos na 

amostra CS–ECH. Em CS–GLA, a maioria dos íons metálicos 

obteve boa correlação (R 2 ) com a equação de pseudoprimeira 

ordem, exceto pelo elemento Al 3+ , que apresentou 

melhor ajuste ao modelo cinético de pseudossegunda ordem. 

Resultado semelhante foi obtido por Folzke (2013), 

que avaliou a remoção desse íon em colunas de adsorção 

preenchidas com material-suporte de não tecido composto 

de viscose, polipropileno e poliéster impregnado com 

quitosana. Os dados cinéticos foram ratificados pelo menor 

grau de dispersividade (χ 2 ) dos resultados previstos 

pelo modelo (q calc 

) em relação aos dados experimentais 

(q calc 

) obtidos das soluções de diferentes concentrações 

iniciais. Em relação à isoterma de adsorção, o modelo de 

CONCLUSÃO 

Freundlich apresentou o melhor ajuste para ambas as 

amostras estudadas. Com a análise dos percentuais de 

adsorção em função do tempo de contato, foi possível 

notar redução da taxa de remoção dos analitos e aumento 

do tempo de equilíbrio, à medida que a concentração 

das soluções aumentou, evidenciando, portanto, efeito de 

massa. O metal que apresentou melhor seletividade para 

os dois tipos de adsorvente foi o Cu 2+ (média de 96% em 

CS–ECH e 92% em CS–GLA), e as ordens de afinidade obtidas 

em CS–ECH e CS–GLA foram, respectivamente, de 

Cu 2+ >>>Pb 2+ >>Al 3+ >Zn 2+ >Cd 2+ e Cu 2+ >>Zn 2+ >Cd 2+ >Pb 2+ >Al 3+ . 

As quitosanas reticuladas com ECH ou GLA mostraram 

grande potencial para remoção dos íons metálicos estudados 

em soluções multicomponentes de diferentes concentrações. 

Contudo, as diferentes seletividades das membranas 

requerem a pré-identificação dos íons metálicos-alvo 

para que possam ser aplicadas quer seja em sistemas de 

tratamento de água e/ou efluentes (por exemplo, coluna 

de adsorção) ou como agente ligante em processos de 

monitoramento ambiental. 

REFERÊNCIAS 

ALI, H.; KHAN, E.; SAJAD, M. A. 2013. Phytoremediation of heavy metals—concepts and applications. Chemosphere, 

v. 91, n. 7, p. 869-881, 2013. https://doi.org/10.1016/j.chemosphere.2013.01.075 

ALIABADI, M.; IRANI, M.; ISMAEILI, J.; PIRI, H.; PARNIAN, M. J. Elestrospun nanofiber membrane of PEO Chitosan for 

the adsorption of nickel, cadmium, lead and copper ions from aqueous solution. Chemical Engineering Journal, v. 220, 

p. 237-243, 2013. DOI: 10.1016/j.cej.2013.01.021 

BADAWI, M. A.; NEGM, N. A.; KANA, M. A.; HEFNI, H. H.; MONEEM, M. A. Adsorption of aluminum and lead from 

wastewater by chitosan-tannic acid modified biopolymers: Isotherms, kinetics, thermodynamics and process mechanism. 

International Journal of Biological Macromolecules, v. 99, p. 465-476, 2017. DOI: 10.1016/j.ijbiomac.2017.03.003 

112 



BARONI, P.; VIEIRA, R. S.; MENEGHETTI, E.; SILVA, M. G.; BEPPU, M. M. Evaluation of batch adsorption of chromium 

ions on natural and crosslinked chitosan membranes. Journal of Hazardous Materials, v. 152, n. 3, p. 1155-1163, 2008. 

https://doi.org/10.1016/j.jhazmat.2007.07.099 

BENASSI, J. C.; LAUS, R.; GEREMIAS, R.; LIMA, P. L.; MENEZES, C. T. B.; LARANJEIRA, M. C. M.; PEDROSA, R. C. Evaluation 

of remediation of coal mining wastewater by chitosan microspheres using biomarkers. Archives of Environmental 

Contamination and Toxicology, v. 51, n. 4, p. 633-640, 2006. DOI: 10.1007/s00244-005-0187-4 

BEPPU, M. M.; ARRUDA, E. J.; SANTANA, C. C. Síntese e caracterização de estruturas densas e porosas de quitosana. 

Polímeros, 1999. http://dx.doi.org/10.1590/S0104-14281999000400027 

BERGER, J.; REIST, M.; MAYER, J. M.; FELT, O.; PEPPAS, N. A.; GURNY, R. Structure and interactions in covalently 

and ionically crosslinked chitosan hydrogels for biomedical applications. European Journal of Pharmaceutics and 

Biopharmaceutics, v. 57, n. 1, p. 19-34, 2004. https://doi.org/10.1016/S0939-6411(03)00161-9 

CRINI, G.; MORIN-CRINI, N.; FATIN-ROUGE, N.; DÉON, S.; FIEVET, P. Metal removal from aqueous media by polymerassisted 

ultrafiltration with chitosan. Arabian Journal of Chemistry, v. 10, p. S3826-S3839, 2017. https://doi. 

org/10.1016/j.arabjc.2014.05.020 

FOLZKE, C. T. Estudo da remoção de alumínio de água para abastecimento utilizando quitosana. Dissertação (Mestrado 

em Engenharia do Ambiente) – Faculdade de Ciências e Tecnologia, Universidade Nova de Lisboa, Lisboa, 2013. 

GONSALVES, A. A.; ARAÚJO, C. R.; SOARES, N. A.; GOULART, M. O.; DE ABREU, F. C. Diferentes estratégias para a 

reticulação de quitosana. Química Nova, v. 34, n. 7, p. 1215-1223, 2011. 

GREEN, D. R. Perry’s Chemical Engineers’ Handbook. [s.l.]: McGraw-Hill, 2007. 

GUPTA, K. C.; JABRAIL, F. H. Glutaraldehyde and glyoxal cross-linked chitosan microspheres for controlled delivery of 

centchroman. Carbohydrate Research, v. 341, n. 6, p. 744-756, 2006. https://doi.org/10.1016/j.carres.2006.02.003 

HO, Y. S.; MCKAY, G. Pseudo-second order model for sorption processes. Process Biochemistry, v. 34, n. 5, p. 451-465, 

1999. https://doi.org/10.1016/S0032-9592(98)00112-5 

HO, Y. S.; MCKAY, G. Sorption of dye from aqueous solution by peat. Chemical Engineering Journal, v. 70, n. 2, 

p. 115-124, 1998. https://doi.org/10.1016/S0923-0467(98)00076-1 

IGBERASE, E.; OSIFO, P. Equilibrium, kinetic, thermodynamic and desorption studies of cadmium and lead by polyaniline 

grafted cross-linked chitosan beads from aqueous solution. Journal of Industrial and Engineering Chemistry, v. 26, 

p. 340-347, 2015. https://doi.org/10.1016/j.jiec.2014.12.007 

ISLAM, S.; BHUIYAN, M. R.; ISLAM, M. N. Chitin and chitosan: structure, properties and applications in biomedical engineering. 

Journal of Polymers and the Environment, v. 25, n. 3, p. 854-866, 2017. https://doi.org/10.1007/s10924-016-0865-5 

KOEDRITH, P.; KIM, H.; WEON, J. I.; SEO, Y. R. Toxicogenomic approaches for understanding molecular mechanisms of 

heavy metal mutagenicity and carcinogenicity. International Journal of Hygiene and Environmental Health, v. 216, n. 5, 

p. 587-598, 2013. https://doi.org/10.1016/j.ijheh.2013.02.010 

KYZAS, G. Z.; KOSTOGLOU, M. Green adsorbents for wastewaters: a critical review. Materials, v. 7, n. 1, p. 333-364, 2014. 

KYZAS, G. Z.; SIAFAKA, P. I.; LAMBROPOULOU, D. A.; LAZARIDIS, N. K.; BIKIARIS, D. N. Poly(itaconic acid)-grafted 

chitosan adsorbents with different cross-linking for Pb (II) and Cd (II) uptake. Langmuir, v. 30, n. 1, p. 120-131, 2014. 

DOI: 10.1021/la402778x 

LAGERGREN, S. Zur theorie der sogenannten adsorption gel¨oster stoffe. Handlingar Band, 1898, v. 24, p. 1-39, 1898. 

113 



LAUS, R.; DE FÁVERE, V. T. Competitive adsorption of Cu (II) and Cd (II) ions by chitosan crosslinked with epichlorohydrin– 

triphosphate. Bioresource Technology, v. 102, n. 19, p. 8769-8776, 2011. https://doi.org/10.1016/j.biortech.2011.07.057 

MCKAY, G. Use of adsorbents for the removal of pollutants from wastewaters. Boca Raton: CRC Press, 1996. 

MGBEMENA, N.; OBODO, G. A. Bioaccumulation of heavy metals in some fish samples from Oguta Lake, Imo State, 

Nigeria. Journal of Chemical Society of Nigeria, v. 40, n. 2, 2015. 

MONIER, M.; ABDEL-LATIF, D. A.; EL-REASH, Y. A. Ion-imprinted modified chitosan resin for selective removal of Pd (II) 

ions. Journal of Colloid and Interface Science, v. 469, p. 344-354, 2016. https://doi.org/10.1016/j.jcis.2016.01.074 

MOTAWIE, A. M.; MAHMOUD, K. F.; EL-SAWY, A. A.; KAMAL, H. M.; HEFNI, H.; IBRAHIEM, H. A. Preparation of chitosan 

from the shrimp shells and its application for pre-concentration of uranium after cross-linking with epichlorohydrin. 

Egyptian Journal of Petroleum, v. 23, n. 2, p. 221-228, 2014. https://doi.org/10.1016/j.ejpe.2014.05.009 

NGAH, W. S. W.; AB GHANI, S.; KAMARI, A. Adsorption behavior of Fe(II) and Fe(III) ions in aqueous solution on chitosan 

and cross-linked chitosan beads. Bioresource Technology, v. 96, n. 4, p. 443-450, 2005. https://doi.org/10.1016/j. 

biortech.2004.05.022 

NGAH, W. S. W.; ENDUD, C. S.; MAYANAR, R. Removal of copper(II) ions from aqueous solution onto chitosan and 

cross-linked chitosan beads. Reactive and Functional Polymers, v. 50, p. 181-190, 2002. https://doi.org/10.1016/ 

S1381-5148(01)00113-4 

OSIFO, P. O.; WEBSTER, A.; VAN DER MERWE, H.; NEOMAGUS, H. W.; VAN DER GUN, M. A.; GRANT, D. M. The influence 

of the degree of cross-linking on the adsorption properties of chitosan beads. Bioresource Technology, v. 99, n. 15, 

p. 7377-7382, 2008. DOI: 10.1016/j.biortech.2008.01.053 

PAIVA, R. G. Obtenção e caracterização de membranas multicamadas de quitosana e alginato contendo cobre. 84f. 

Dissertação (Mestrado em Engenharia Química) – Faculdade de Engenharia Química, Universidade Estadual de 

Campinas, Campinas, 2009. 

RANGEL-MENDEZ, J. R.; MONROY-ZEPEDA, R.; LEYVA-RAMOS, E.; DIAZ-FLORES, P. E.; SHIRAI, K. Chitosan selectivity 

for removing cadmium (II), copper (II), and lead (II) from aqueous phase: pH and organic matter effect. Journal of 

Hazardous Materials, v. 162, n. 1, p. 503-511, 2009. https://doi.org/10.1016/j.jhazmat.2008.05.073 

RINAUDO, M. Chitin and chitosan: properties and applications. Progress in Polymer Science, v. 31, n. 7, p. 603-632, 

2006. https://doi.org/10.1016/j.progpolymsci.2006.06.001 

ROUQUEROL, J.; ROUQUEROL, F.; LLEWELLYN, P.; MAURIN, G.; SING, K. S. Adsorption by powders and porous solids: 

principles, methodology and applications. Elsevier, 2013. 

SAHIN, M.; KOCAK, N.; ARSLAN, G.; UCAN, H. I. Synthesis of crosslinked chitosan with epichlorohydrin possessing two 

novel polymeric ligands and its use in metal removal. Journal of Inorganic and Organometallic Polymers and Materials, 

v. 21, n. 1, p. 69-80, 2011. http://dx.doi.org/10.1007%2Fs10904-010-9421-2 

SEPTHUM, C.; RATTANAPHANI, S.; BREMNER, J. B.; RATTANAPHAN, V. An adsorption study of Al(III) ions onto chitosan. 

Journal of Hazardous Material, v. 148, n. 1-2, p. 185-191, 2007. 

SHAKER, M. A.; YAKOUT, A. A. Optimization, isotherm, kinetic and thermodynamic studies of Pb (II) ions adsorption onto 

N-maleated chitosan-immobilized TiO 2 nanoparticles from aqueous media. Spectrochimica Acta Part A: Molecular 

and Biomolecular Spectroscopy, v. 154, p. 145-156, 2016. https://doi.org/10.1016/j.saa.2015.10.027 

SUBRAMANYAM, B.; DAS, A. Linearized and non-linearized isotherm models comparative study on adsorption of aqueous 

phenol solution in soil. International Journal of Environmental Science & Technology, v. 6, n. 4, p. 633-640, 2009. 

114 



THAKUR, V. K.; VOICU, S. I. Recent advances in cellulose and chitosan based membranes for water purification: a concise 

review. Carbohydrate Polymers, v. 146, p. 148-165, 2016. https://doi.org/10.1016/j.carbpol.2016.03.030 

UDDIN, M. K. A review on the adsorption of heavy metals by clay minerals, with special focus on the past decade. 

Chemical Engineering Journal, v. 308, p. 438-462, 2017. DOI: 10.1016/j.cej.2016.09.029 

VIEIRA, R. Adsorção competitiva dos íons cobre e mercúrio em membranas de quitosana natural e reticulada. 162f. 

Tese (Doutorado)–Universidade Estadual de Campinas, Campinas, 2008. 

VIEIRA, R. S.; BEPPU, M. M. Interaction of natural and crosslinked chitosan membranes with Hg (II) ions. Colloids and 

Surfaces A: Physicochemical and Engineering Aspects, v. 279, n. 1, p. 196-207, 2006. DOI: 10.1016/j.colsurfa.2006.01.026 

WAN, M. W.; KAN, C. C.; ROGEL, B. D.; DALIDA, M. L. Adsorption of copper (II) and lead (II) ions from aqueous solution 

on chitosan-coated sand. Carbohydrate Polymers, v. 80, n. 3, p. 891-899, 2010. DOI: 10.1016/j.carbpol.2009.12.048 

WANG, T.; TURHAN, M.; GUNASEKARAN, S. Selected properties of pH-sensitive, biodegradable quitosan poly(vinyl 

alcohol) hydrogel. Polymer International, v. 53, p. 991-918, 2004. https://doi.org/10.1002/pi.1461 

WANG, J.; CHEN, C. Chitosan-based biosorbents: modification and application for biosorption of heavy metals and 

radionuclides. Bioresource Technology, v. 160, p. 129-141, 2014. https://doi.org/10.1016/j.biortech.2013.12.110 

WEBSTER, A.; HALLING, M. D.; GRANT, D. M. Metal complexation of chitosan and its glutaraldehyde cross-linked 

derivative. Carbohydrate Research, v. 342, n. 9, p. 1189-1201, 2007. https://doi.org/10.1016/j.carres.2007.03.008 

WU, F. C.; TSENG, R. L.; JUANG, R. S. A review and experimental verification of using chitosan and its derivatives as 

adsorbents for selected heavy metals. Journal of Environmental Management, v. 91, n. 4, p. 798-806, 2010. https://doi. 

org/10.1016/j.jenvman.2009.10.018 

WU, X.; COBBINA, S. J.; MAO, G.; XU, H.; ZHANG, Z.; YANG, L. A review of toxicity and mechanisms of individual and 

mixtures of heavy metals in the environment. Environmental Science and Pollution Research, v. 23, n. 9, p. 8244-8259, 

2016. https://doi.org/10.1007/s11356-016-6333-x 

YANG, O.; KIM, H. L.; WEON, J. I.; SEO, Y. R. Endocrine-disrupting chemicals: review of toxicological mechanisms 

using molecular pathway analysis. Journal of Cancer Prevention, v. 20, n. 1, p. 12-24, 2015. https://dx.doi. 

org/10.15430%2FJCP.2015.20.1.12 

YONG, S. K.; SHRIVASTAVA, M.; SRIVASTAVA, P.; KUNHIKRISHNAN, A.; BOLAN, N. Environmental applications of chitosan 

and its derivatives. In: VOOGT, P. (Org.). Reviews of Environmental Contamination and Toxicology. Springer International 

Publishing, 2015. v. 233. p. 1-43. 

YONG, S. K.; SKINNER, W. M.; BOLAN, N. S.; LOMBI, E.; KUNHIKRISHNAN, A.; OK, Y. S. Sulfur crosslinks from thermal 

degradation of chitosan dithiocarbamate derivatives and thermodynamic study for sorption of copper and cadmium 

from aqueous system. Environmental Science and Pollution Research, v. 23, n. 2, p. 1050-1059, 2016. https://doi. 

org/10.1007/s11356-015-5654-5 



115 


DOI: 10.5327/Z2176-947820180272 

VALORAÇÃO AMBIENTAL DE UM RIO URBANO: UMA APLICAÇÃO DO 

MÉTODO DE VALORAÇÃO CONTINGENTE EM LAGES, SANTA CATARINA 

ENVIRONMENTAL VALUATION OF AN URBAN RIVER: AN APPLICATION OF 

THE CONTINGENT VALUATION METHOD IN LAGES, SANTA CATARINA, BRAZIL 

Gabriel Nathan 

Nicola Mombach 

Bolsista de Iniciação Científica, 

Universidade do Estado de Santa 

Catarina (UDESC) – Lages (SC), Brasil. 

Júlia Wahrlich 

Engenheira ambiental e mestranda 

em Ciências Ambientais, UDESC – 

Lages (SC), Brasil. 

Ana Paula Coelho Clauberg 

Engenheira ambiental e mestranda 

em Ciências Ambientais, UDESC – 


Lucas Silveira Beninca 

Engenheiro ambiental pela UDESC – 


Flávio José Simioni 

Professor do Programa de Pós- 

Graduação em Ciências Ambientais 

da UDESC – Lages (SC), Brasil. 


Flávio José Simioni – Avenida Luiz de 

Camões, 2.090 – Conta Dinheiro – 

CEP 88520-000 – Lages (SC), Brasil – 

E-mail: flavio.simioni@udesc.br 

Recebido: 29/06/2017 

Aceito: 14/03/2018 

RESUMO 

O Rio Carahá é um dos principais rios urbanos de Lages, Santa Catarina, cuja 

qualidade da água está comprometida pela disposição inadequada de esgoto 

sanitário e lixo doméstico. Avenidas contornam suas margens e, frequentemente, 

ocorre o transbordo, afetando a população ribeirinha. Em função dessa 

problemática, o presente trabalho objetivou estimar o valor ambiental dado pela 

população de Lages para sua preservação, por meio de aplicação do método 

de valoração contingente (MVC), bem como avaliar as diferenças de percepção 

ambiental considerando a estratificação das pessoas de acordo com a sua 

relação com o recurso ambiental analisado ou a influência deste no seu dia a dia, 

considerando sua localização geográfica. Os dados foram coletados mediante 

a aplicação de questionários utilizando-se o método referendum e analisados 

por regressão logística (logit) e pela análise de componentes principais (ACP). 

Os resultados demonstram disposição a pagar (DAP) negativa para 61% dos 

entrevistados, sendo que 48% foram caracterizados como um voto de protesto. 

Os valores do benefício individual estimados pela regressão logística foram de 

R$ 2,95, considerando toda a amostra, e de R$ 20,18, quando foram retirados 

os votos de protesto, indicando forte influência destes nos resultados. A ACP 

mostrou-se adequada e proporcionou uma visão mais holística, sobretudo 

quando se deseja comparar diferentes grupos sociais que compõem a amostra. 

Palavras-chave: recurso hídrico; regressão logística; análise de 

componentes principais. 

ABSTRACT 

The Carahá River is one of the main urban rivers of Lages, Santa Catarina, 

Brazil, whose water quality is compromised by the inadequate disposal of 

sanitary sewage and household waste. Avenues surround its banks, and often 

overflow occurs affecting the riverine population. The objective of this study 

was to estimate the environmental value given by the population of Lages for 

its preservation through the application of the contingent valuation method 

(CVM), as well as to evaluate the differences in environmental perception 

considering the stratification of people according to its relation or influence 

with the evaluated environmental resource, considering its geographic 

location. Data were collected through the application of questionnaires 

using the referendum method and analyzed by logit regression and principal 

component analysis (PCA). The results show negative willingness to pay 

(WTP) for 61% of the interviewees, with 48% being characterized as a “protest 

vote”. The value of the individual benefit estimated by the logistic regression 

was R$ 2.95, considering the entire sample, and R$ 20.18, when the protest 

votes were removed, indicating strong influence of the protest votes in the 

results. The PCA was adequate and provided a more holistic view, especially 

when the aim is to compare different social groups that make up the sample. 

Keywords: water resource; logistic regression; principal component analysis. 

116 


Valoração ambiental de um rio urbano: uma aplicação do método de valoração contingente em Lages, Santa Catarina 

O surgimento das cidades esteve, em grande medida, 

vinculado com a relação entre a população e os rios. 

No Brasil, estes têm sofrido fortes ações antrópicas, 

decorrentes da falta de planejamento urbano e de 

ocupações irregulares. Estudos apontam evidências de 

que as mudanças climáticas ocorrem principalmente 

graças à ação do homem e, independentemente de 

antrópicas ou não, elas podem aumentar as chances 

de ocorrência e/ou força de eventos naturais extremos 

(IPCC, 2013). 

Nesse contexto, a relação da população com os rios 

urbanos sofre profundas alterações, ou seja, de um 

cenário em que os rios eram úteis (pelo fornecimento 

de água, alimentos etc.) para outro em que 

recebem esgoto e lixo, revertendo-se em problemas 

para os moradores ribeirinhos, sobretudo com alagamentos 

e inundações. Isso reflete um conflito entre 

o desenvolvimento das cidades e a preservação dos 

rios urbanos. Contudo, estudos demonstram que a 

ligação entre economia e meio ambiente pode ser 

vantajosa para ambos, visto que não são mais considerados 

como lados opostos a serem escolhidos 

(HASSELMANN et al., 2013). 

Tendo em vista a dinâmica entre economia e meio 

ambiente, Ciriacy-Wantrup (1947) propôs, de forma 

pioneira, que a prevenção da erosão do solo geraria 

benefícios ao mercado, e que uma maneira de estimar 

esses benefícios seria por meio da disposição a 

pagar (DAP) de indivíduos. Davis (1963) fez a primeira 

aplicação prática do método e, desde então, este foi 

aprimorado (ARROW et al., 1993) e tem ganhado popularidade 

devido a sua flexibilidade e aplicabilidade 

(XIE & ZHAO, 2018). 

Modelos econométricos são mais comumente utilizados 

para determinar a DAP, levando em consideração 

as características dos respondentes, como variáveis socioeconômicas 

e outras informações, relacionadas ao 

aspecto avaliado (MAJUMDAR et al., 2011; OLIVEIRA 

& MATA, 2013; LO & JIM, 2015). A valoração do meio 

ambiente tem como propósito incorporar os custos e 

benefícios gerados pelas atividades econômicas, para 

que os agentes econômicos possam tomar decisões 

mais coerentes no que diz respeito à utilização dos recursos 

naturais (MATTOS et al., 2000). 

INTRODUÇÃO 

A abordagem mais utilizada para determinar a DAP 

para os bens públicos é o método de valoração contingente 

(MVC), que consiste em estimar os valores 

econômicos relacionados à DAP ou a aceitar utilizando 

respostas às perguntas da pesquisa (OERLE- 

MANS et al., 2016). Akhtar et al. (2017) discutem 

que a ferramenta apresenta ao consumidor oportunidades 

hipotéticas para comprar bens públicos, 

contornando certa ausência de mercado real para 

eles. Segundo Carson e Hanemann (2005), a valoração 

contingente ajuda a identificar o interesse do 

público e auxilia na tomada de decisão. Venkatachalam 

(2004) discorre sobre a importância do MVC e 

sobre a sua aplicabilidade futura, ressaltando que o 

instrumento resulta em informações úteis quando é 

conduzido de forma cuidadosa. 

Integrante da Bacia do Rio Canoas e cruzando o perímetro 

urbano de Lages, o Rio Carahá é de grande 

importância para o desenvolvimento da cidade, porém 

esse recurso natural vem sendo impactado por 

diversos problemas ambientais consequentes da reduzida 

taxa de saneamento regional e de influências 

culturais arraigadas na população, como a disposição 

de lixo doméstico nas suas margens. Além disso, possui 

uma pequena e insuficiente faixa de mata ciliar, 

implicando o agravamento das consequências das 

inundações e enchentes que ocorrem em épocas de 

chuvas intensas. Reis et al. (2009) observaram que os 

dois principais motivos para um evento de enchente 

ter ocorrido em 2008 foram a pequena largura da 

faixa ciliar do rio e a sua arborização irregular. Ainda, 

segundo os mesmos autores, a densidade e a riqueza 

das espécies arbóreas nas margens do rio são baixas 

e há trechos de até 2 km de extensão destituídos de 

espécies nativas. 

Diante do exposto, o objetivo do presente trabalho 

foi estimar o valor ambiental dado pela população 

de Lages à preservação do Rio Carahá, por meio da 

aplicação do MVC, bem como avaliar as diferenças 

de percepção ambiental considerando a estratificação 

das pessoas de acordo com a sua relação com 

o recurso ambiental analisado ou a influência deste 

no seu dia a dia, considerando sua localização 

geográfica. 

117 


Mombach, G.N.N. et al. 

MATERIAL E MÉTODOS 

Área estudada 

O Rio Carahá localiza-se no perímetro urbano da cidade 

de Lages, Região Serrana de Santa Catarina, e é afluente 

do Rio Caveiras, que integra a Bacia Hidrográfica do 

Rio Canoas (Figura 1). 

O município de Lages possui, segundo dados de 2016 

do Instituto Brasileiro de Geografia e Estatística (IBGE), 

população estimada de 158.732 habitantes e extensão 

de 2.631,504 km 2 . A base da economia sustenta-se pela 

agricultura e pecuária, com impacto significativo da indústria 

madeireira, principalmente pela produção de 

papel e celulose. Ainda segundo dados do IBGE (2016), 

Lages encerrou o ano de 2014 com produto interno 

bruto (PIB) per capita de R$ 26.792,76 e, em 2010, o 

índice de desenvolvimento humano (IDH) era de 0,770. 

Também de acordo com o IBGE, em 2010, 84,9% da 

cidade possuíam esgotamento sanitário adequado, estando 

entre as 50 melhores do Estado (de 295 totais) e 

800 melhores no país (de 5.570 totais) no quesito. 

Em decorrência do processo de urbanização, o Rio Carahá 

apresenta rodovias em suas margens e as áreas 

próximas são povoadas. É afetado pelo despejo de 

esgoto doméstico e industrial ao longo do seu percurso, 

bem como pela disposição inadequada de lixo, 

o que compromete a qualidade da água e a vida dos 

cidadãos, sobretudo em períodos de chuvas intensas, 

quando ocorre o transbordo do rio (Figuras 2A 

e 2B), provocando alagamentos que atingem as residências 

da população ribeirinha. De acordo com Antunes 

et al. (2014), a nascente do rio se encontra em uma área 

de afloramento e recarga do aquífero guarani, sendo 

considerado classe 4 desde a nascente, de acordo com a 

Resolução CONAMA nº 357/2005. 

54°O 53°O 52°O 51°O 50°O 49°O 48°O 

Paraná 

Rio Grande do Sul 

Rio Grande 

do Sul 

51°O 50°O 

Legenda 

Santa Catarina 

Bacia Hidrográfica do 

Rio Canoas 

Oceano 

Atlânco 

28°S 27°S 

6920000 6921000 6922000 6923000 6924000 6925000 6926000 6927000 

562000 563000 564000 565000 566000 567000 568000 569000 

562000 563000 564000 565000 566000 567000 568000 569000 

N 

Sistema de Referência SIRGAS 2000 Zona 22 S 

Bacia Hidrográfica do Rio Carahá Sistema de Projeção UTM 

Rio Carahá 

0 0,5 1 2 3 4 km 

Figura 1 – Mapa de localização do Rio Carahá. 

6920000 6921000 6922000 6923000 6924000 6925000 6926000 6927000 

118 



População e amostra 

O tamanho da amostra foi definido para estimar a 

proporção de respostas quanto à DAP, considerando 

erro máximo de 7%, com nível de confiança de 95%. 

Assim, foram entrevistadas, durante o período de setembro 

a novembro de 2016 e fevereiro de 2017, 177 

pessoas residentes em Lages. Neste estudo, a amostra 

foi estratificada em três grupos de interesse: 

• Marginal afetado (MA), com n=75, considerados 

aqueles que residem próximos ao rio e já sofreram 

de alguma maneira com os impactos relacionados 

às enchentes e às inundações; 

• Marginal não afetado (MNA), com n=69, aqueles 

que residem próximos ao curso do rio, porém não 

sofrem problemas diretos com a sua influência; 

• Distante do rio (DR), com n=33, para aqueles que 

residem distantes do curso d’água aqui relacionado 

e não sofrem influência direta. 

Markantonis et al. (2013) demonstram a importância 

de subdividir as amostras dependendo do grau de interesse 

em relação ao recurso estudado em vez de utilizar 

amostragem aleatória. 

Estratégia de coleta de dados e variáveis de análise 

Foi aplicado o MVC, utilizando um questionário como 

instrumento de coleta de dados, adaptado de Simioni 

et al. (2016). Inicialmente, os entrevistados foram 

esclarecidos sobre qual era o propósito da pesquisa e 

sobre a situação atual do recurso ambiental estudado. 

Em seguida, foi obtido o perfil socioeconômico dos entrevistados, 

utilizando estas informações como variáveis 

explicativas: 

• Idade: representa a idade, em anos, da pessoa entrevistada; 

• Gênero: atribuído 1 para masculino e 2 para feminino; 

• Educação: a variável foi medida considerando o nível 

de escolaridade do entrevistado, atribuindo-se 0 

para os casos em que o respondente não estudou, 

1 para os que apresentaram ensino fundamental 

incompleto, 2 para ensino fundamental completo, 

A 

B 

Fonte: Centro Nacional de Monitoramento e Alertas de Desastres Naturais (2017). 

Figura 2 – (A) Rio Carahá com vazão normal; (B) Rio Carahá com transbordo. 

119 



3 para ensino médio incompleto, 4 para ensino médio 

completo, 5 para ensino superior incompleto, 6 

para ensino superior completo, 7 para aqueles com 

pós-graduação incompleta, 8 para mestrado e 9 

para doutorado; 

• Renda: representa a renda mensal familiar bruta, 

atribuindo-se 0 para os casos em que a família não 

possui renda, 1 para as famílias com renda de até 

1 salário mínimo (SM), 2 para renda de 1 a 2 SMs, 

3 para renda de 2 a 5 SMs, 4 para renda de 5 a 

10 SMs, 5 para renda de 10 a 20 SMs, 6 para renda 

de 20 a 30 SMs e 7 para as famílias com renda superior 

a 30 SMs. 

Tratamento estatístico dos dados 

Para a identificação do valor destinado ao recurso ambiental, 

as informações foram analisadas preliminarmente 

por meio de estatísticas descritivas. Posteriormente, 

os dados foram submetidos à construção de 

modelos de regressão logit, que permite realizar predição 

para variáveis dependentes dicotômicas a partir de 

um conjunto de variáveis explicativas. 

Com o modelo de regressão foi possível identificar 

quais variáveis aumentam a probabilidade de os indivíduos 

contribuírem. As estimativas de probabilidade 

(não lineares) situam-se dentro do intervalo zero e um, 

dado que o efeito marginal de uma variável sobre a 

probabilidade depende do comportamento de outras 

variáveis. O modelo de regressão logit é especificado 

pela Equação 1. 

1 

Logit : p = Pr[Y = 1] = (1) 

1 + e 

- X´β 

Onde: 

Y corresponde à variável dependente e indica se o indivíduo 

concorda ou não com o valor da DAP proposto 

pelo método referendum (0=não; 1=sim); 

A DAP dos respondentes para recuperação e manutenção 

do Rio Carahá foi considerada como variável 

dependente, obtida a partir de uma situação hipotética, 

na qual o valor sugerido seria adicionado à 

conta de luz do entrevistado. Os valores propostos 

foram: R$ 2,00; R$ 5,00; R$ 10,00; R$ 20,00 e 

R$ 50,00, utilizando o método referendum, isto é, o 

entrevistado respondeu se estaria disposto a contribuir 

(0=não; 1=sim) com o valor sugerido. Os valores 

foram estipulados com base nos dados obtidos em 

uma pré-amostra, em que entrevistas foram feitas 

em forma de lances livres. Nesses casos, o campo 

“valor” foi deixado em aberto e os entrevistados 

manifestavam livremente sua DAP (valor), conforme 

suas limitações financeiras e a importância atribuída 

ao caso. 

Nos casos em que a resposta do entrevistado foi 

negativa, questionou-se sobre qual seria a justificativa 

para a resposta, motivada por uma limitação 

financeira e/ou incapacidade de pagamento ou se 

refletia um voto de protesto. De forma complementar, 

com o intuito de qualificar a reposta do entrevistado, 

buscou-se identificar a percepção dos 

entrevistados quanto aos problemas e benefícios 

relacionados ao Rio Carahá que afetam sua qualidade 

de vida. 

X é o conjunto de variáveis independentes (parâmetros) 

que influenciam; 

Pr é a probabilidade de o indivíduo apresentar DAP positiva; 

e 

β são os coeficientes dos parâmetros estimados. 

O modelo de regressão foi aplicado considerando todas 

as variáveis independentes (idade, localização, gênero, 

escolaridade, renda e preço), com e sem os votos 

de protesto. Para avaliar o poder de predição dos modelos, 

foram utilizados: a função log-verossimilhança 

Log-Likelihood (-2LL), o R 2 de Cox e Snell e o teste de 

Hosmer-Lemeshow (H L 

), conforme descrevem Ribas e 

Vieira (2011). As regressões foram realizadas no software 

Minitab Statistical, versão 16. 

Para verificar quais variáveis estavam associadas às respostas 

“sim” e “não”, bem como aos diferentes grupos 

de localização geográfica — MA, MNA e DR, os dados 

também foram submetidos à análise estatística multivariada. 

No primeiro caso, o objetivo foi identificar 

quais variáveis independentes contribuem para explicar 

o comportamento dos indivíduos ao expressarem 

120 



sua DAP; e, no segundo caso, foi distinguir (separar) os 

grupos (MA, MNA e DR) a partir de seus componentes 

principais, dando igual ênfase a todas as variáveis ao 

mesmo tempo. Para a seleção do modelo de resposta, 

verificou-se o comprimento do gradiente (resposta em 

relação ao eixo), optando-se pela análise de componentes 

principais (ACP), usando o software CANOCO, 

versão 4.5, conforme metodologia descrita por Ter 

Braak e Smilauer (1998). 

Os resultados da pesquisa indicaram que 38,98% dos 

entrevistados estão dispostos a contribuir para a manutenção 

do Rio Carahá, enquanto 61,02% indicaram 

DAP zero. As estatísticas descritivas e a participação 

percentual das respostas “sim” e “não”, com e sem 

os votos de protesto, são apresentadas na Tabela 1. 

Observa-se que a retirada dos votos de protesto resultou 

na elevação da DAP para 72,63%, sobretudo nos 

grupos MA e DR. De maneira geral, os dados revelam 

o predomínio de baixo nível de escolaridade e renda 

dos entrevistados. 

A Figura 3 apresenta a participação percentual de respostas 

“sim” de acordo com o preço sugerido. Nota-se 

que, para preços de até R$ 20,00, tal variação não foi 

preponderante para influenciar a decisão de contribuir 

do entrevistado, contudo, houve queda significativa 

para o maior preço sugerido. 

A alta frequência de respostas “não” (108, totalizando 

61,02% dos entrevistados) para DAP foi observada em 

estudos similares (SAZ-SALAZAR & GUAITA-PRADAS, 

2013; CHEN & HUA, 2015) e classificada em dois motivos 

principais: “sem condições financeiras” ou voto 

de protesto. O primeiro caso relaciona os entrevistados 

que geralmente ganhavam até 2 SMs e não tinham 

condições de apresentar DAP positiva, verificada em 

22,22% dos entrevistados. No caso dos votos de protesto, 

as justificativas apresentadas foram: “o governo 

deveria financiar este tipo de investimento” (56,48%); 

“não confia na efetivação da contribuição pela organização 

não governamental — ONG” (12,04%); “já existem 

altas cargas tributárias” (37,04%); “existe muita 

corrupção” (7,41%). Com exceção dos votos relacionados 

a ONGs (12,04%), o restante dos votos de protesto 

(87,94%) está relacionado ao governo e, possivelmente, 

foi influenciado pela situação político-econômica 

brasileira, gerando desconforto em parte da nação 

para com o governo no período em que este estudo 

foi realizado. Resultados semelhantes também foram 

encontrados por Saz-Salazar e Guaita-Pradas (2013), 


em que 32,6% das respostas foram consideradas forma 

de protesto; e também por Chen e Hua (2015), com 

61,7% das respostas apresentando falta de confiança 

no governo. 

Outro fator levado em consideração foi a possível insegurança 

por parte dos entrevistados sobre o resultado 

do suposto projeto de manutenção e recuperação do 

rio, visto que a iniciativa seria paga pelos participantes. 

Van Houtven et al. (2017) citam que a DAP é sensível 

à magnitude do projeto em questão, uma vez que, dependendo 

da sua apresentação, um interesse maior 

poderia ser despertado por parte da população entrevistada, 

afetando a DAP. No presente trabalho não houve 

manifestação de desconfiança quanto à magnitude 

do projeto, porém 12,04% dos moradores não acreditam 

na sua execução. 

O alto índice de respostas consideradas como nulas 

ou votos de protesto é muito comum em trabalhos 

que utilizam o MVC (COSTA et al., 2015). Ao analisar 

10 trabalhos brasileiros que utilizam a DAP, Costa et al. 

(2015) observaram que apenas 3 obtiveram percentuais 

de votos de protesto em relação aos de respostas 

“não” abaixo de 50%, sugerindo existir uma grande relação 

entre a não contribuição e a desconfiança do respondente 

com o poder público ou, ainda, a alta carga 

tributária já existente. 

Os resultados do modelo de regressão logit, com 

e sem votos de protesto, são apresentados na Tabela 

2. As variáveis significativas foram: idade, localização 

e preço (p


Variável 

Tabela 1 – Participação percentual e estatísticas descritivas das 

variáveis explicativas para a valoração do Rio Carahá, com e sem votos de protesto. 

Categorias da 

variável 

Com votos de protesto (n=177) 

122 


Sem votos de protesto (n=95) 

Sim (38,98%) Não (61,02%) Sim (72,63%) Não (27,37%) 

Idade (µ; σ) -- 39,94 (15,28) 47,67 (19,95) 39,94 (15,28) 52,23 (17,67) 

Localização (%) 1 MNA 10,73 28,25 20,00 21,05 

MA 20,34 22,03 37,89 6,32 

DR 7,91 10,73 14,74 0,00 

Escolaridade (%) 1 Médio completo 9,04 10,73 16,84 4,21 

Analfabeto 0,00 0,56 0,00 1,05 

Fundamental 

incompleto 

9,04 20,90 16,84 16,84 

Fundamental 

completo 

4,52 7,34 8,42 2,11 

Médio 

incompleto 

3,95 5,08 7,37 1,05 

Superior 

incompleto 

5,65 9,04 10,53 2,11 

Superior 

completo 

5,08 3,39 9,47 0,00 

Pós-graduação 1,69 3,39 3,16 0,00 

Mestrado 0,00 0,56 0,00 0,00 

Doutorado 0,00 0,00 0,00 0,00 

Renda (%) 1 2 a 5 SMs 19,21 17,51 35,79 3,16 

5 a 10 SMs 2,26 4,52 4,21 1,05 

Nenhuma renda 0,00 0,56 0,00 1,05 

Até 1 SM 11,30 22,03 21,05 18,95 

1 a 2 SMs 5,08 14,12 9,47 5,26 

10 a 20 SMs 0,56 2,26 1,05 0,00 

20 a 30 SMs 0,56 0,00 1,05 0,00 

Mais de 30 SMs 0,00 0,00 0,00 0,00 

Gênero (%) 1 Masculino 21,47 28,25 40,00 7,37 

Feminino 17,51 32,77 32,63 20,00 

Preço (%) 1 R$ 10,00 11,86 7,91 22,11 3,16 

R$ 2,00 10,17 12,43 18,95 3,16 

R$ 5,00 6,78 14,69 12,63 7,37 

R$ 20,00 7,91 11,86 14,74 5,26 

R$ 50,00 2,26 14,12 4,21 8,42 

µ: média; σ: desvio padrão; MA: marginal afetado; MNA: marginal não afetado; DR: distante do rio; SM: salário-mínimo; 1 Os dados representam 

as parciais da participação percentual obtida em “sim” e “não”, por exemplo: a soma dos grupos MA (20,34%), MNA (10,73%) e DR (7,91%) totaliza 

38,98% de resposta “sim”, com votos de protesto.


70,0% 

Porcentagem de respostas “sim” 

60,0% 

50,0% 

40,0% 

30,0% 

20,0% 

10,0% 

0,0% 

R$2,00 R$5,00 R$10,00 R$20,00 R$50,00 

Preço sugerido pelo método referendum 

Figura 3 – Porcentagem de respostas “sim” de acordo com o valor sugerido pelo método referendum. 

Variáveis 

Tabela 2 – Regressão logit para a valoração do Rio Carahá, com e sem os votos de protesto. 

Regressão logit 

Modelo 1 

Com votos de protesto (n=177) 

Modelo 2 

Sem votos de protesto (n=95) 

Coeficiente Wald valor p Coeficiente Wald Valor p 

Constante 2,111 2,14 0,032 6,176 2,85 0,004 

Idade -0,027 -2,51 0,012 -0,047 -2,34 0,019 

Localização -0,455 -1,95 0,050 -1,417 -2,53 0,011 

Gênero -0,274 0,80 0,423 -1,157 -1,72 0,086 

Escolaridade 0,001 0,01 0,990 0,445 1,72 0,086 

Renda 0,136 0,73 0,463 0,618 1,51 0,132 

Preço -0,035 -3,02 0,003 -0,067 -3,01 0,003 

-2LL -107,245 (p


A análise do poder preditivo dos modelos pelo valor 

de -2LL revelou significância estatística (p0,05) entre os valores preditos 

e os observados; logo, os modelos produzem estimativas 

confiáveis. Por fim, o modelo 1 apresenta 69,8% de 

probabilidade de resultados corretamente preditos e o 

modelo 2 chega a 88%. 

Considerando somente as variáveis significativas 

(p


Não se identifica associação dos grupos de localização 

geográfica (MA, MNA e DR) com a DAP na presença dos 

votos de protesto (Figura 4A); contudo, com a retirada 

desses (Figura 4B), há clara relação entre o grupo DR e 

a DAP “sim”, bem como dos grupos MA e MNA com a 

resposta “não” ao método referendum. 

Oliveira e Mata (2013) afirmaram que uma minoria é 

apta de senso crítico e tende a não contribuir para a 

manutenção e revitalização do recurso natural, devido 

à alta carga tributária que já paga e à presença de 

corrupção e desvio de dinheiro vivenciadas atualmente 

no Brasil. Markantonis et al. (2013) afirmaram também 

que a DAP possui relação com a renda do indivíduo e se 

o mesmo é diretamente afetado ou não pela enchente, 

como também pelo nível de conhecimento do problema. 

Outra semelhança entre os estudos é evidenciada 

na disparidade do valor da DAP (preço) com as respostas 

“sim”, quando o valor mais citado não foi um dos 

menores possíveis e a variável “preço” não demonstra 

relação direta com a resposta “sim” ou “não”. 

A análise dos dados descritivos considerando as diferentes 

percepções dos grupos avaliados quanto à sua 

localização geográfica (MA, MNA e DR) é apresentada 

na Tabela 3. Constata-se que os grupos MA e DR apresentaram 

comportamento semelhante quanto à DAP, 

com 48 e 42,42% de respostas “sim”, respectivamente. 

Por outro lado, o grupo MNA foi o que apresentou a 

menor contribuição, com 72,46% respondendo “não”. 

A análise dos dados da Tabela 3 evidencia que o grupo 

MA é o que apresenta os menores níveis de escolaridade 

e renda, e esses indicadores melhoram à medida 

que se afasta do rio, revelando que a população próxima 

dali é mais carente. 

A ACP resultou em diferentes associações entre 

os grupos avaliados e as variáveis respostas quando 

os votos de protesto são excluídos das análises. 

Na primeira situação, com os votos de protesto 

(Figura 5A), os entrevistados distantes do rio (DR) diferenciaram-se 

dos demais caracterizados por aqueles 

com maior idade e do sexo feminino. Entretanto, 

sem os votos de protesto (Figura 5B), os três grupos 

avaliados foram diferentes entre si. Nessa situação, 

o grupo DR caracteriza-se por escolaridade e renda 

maiores, conferindo maior DAP, o que reflete maior 

percepção ambiental. 

Nota-se que os resultados comparados por grupo de 

localização geográfica também foram significativamente 

afetados pelos votos de protesto. Para o grupo MA, 

33 respostas dos 39 participantes que apresentaram 

DAP negativa, ou seja, 84,6%, configuraram-se como 

voto de protesto. Para os grupos MNA e DR, os valores 

foram de 60 e 100%, respectivamente. Assim, a alta 

incidência de votos de protesto explica a alteração dos 

resultados demonstrados na Figura 5, tal como evidenciado 

por Lo e Jim (2015). 

Em relação aos problemas ligados ao Rio Carahá, as 

enchentes foram apontadas por 118 entrevistados 

(66,7% da amostra) como o principal. A propagação de 

vetores de doenças e o mau cheiro foram elencados 

por 92 entrevistados (52% da amostra). Conforme relatam 

Antunes et al. (2014), o odor ruim é proveniente 

do descarte inadequado de lixo e esgoto. 

Quanto aos benefícios, foram apontadas as facilidades 

proporcionadas pelo trânsito na Avenida Belizário 

Ramos, às margens do rio, por 42 entrevistados 

(23,7%), seguido do lazer (11,3%) e do uso da 

ciclovia (8%). Cerca de 25% dos entrevistados não 

relataram qualquer problema ou benefício proporcionado 

pelo rio. 

Considerando a análise das respostas dos entrevistados 

relacionadas aos problemas e benefícios proporcionados 

pelo rio, fica evidente que os moradores não 

percebem seus atributos ambientais como um recurso 

natural, seja pelas funções ambientais ou pelas funções 

urbanas relacionadas à água, o que explica a alta porcentagem 

de respostas “não” ao método referendum 

e a alta incidência de votos de protesto, delegando ao 

poder público a responsabilidade pela preservação do 

rio. Assim, caracterizam-se as dificuldades relacionadas 

à preservação de rios urbanos, em função do que 

eles representam para a população. 

A discussão da preservação dos recursos hídricos tem 

sido cada vez mais acentuada nos últimos anos. Os 

CONCLUSÃO 

rios representam fonte de água para abastecimento 

humano (via rede pública), sobretudo para as popu- 

125 



Variável 

Idade (µ; σ) 

Tabela 3 – Participação percentual e estatísticas descritivas das 

variáveis explicativas considerando os grupos de localização em relação ao Rio Carahá. 

Categorias 

da variável 

MA (n=75) MNA (n=69) DR (n=33) 

Sim (48%) Não (52%) 

Sim Não Sim Não 

(27,54%) (72,46%) (42,42%) (57,58%) 

40,44 48,92 45,03 50,58 45,30 45,29 

(16,56) (19,10) (18,54) (20,21) (18,90) (18,53) 

Médio 

Escolaridade 

(%) 12,00 14,67 8,70 10,14 3,03 3,03 

1 

Superior 

2,67 5,33 1,45 8,70 21,21 18,18 

incompleto 

Analfabeto 0,00 1,33 0,00 0,00 0,00 0,00 

Fundamental 

incompleto 

17,33 17,33 4,35 34,78 0,00 0,00 

Fundamental 

completo 

8,00 4,00 2,90 7,25 0,00 15,15 

Médio 

incompleto 

1,33 4,00 4,35 5,80 9,09 6,06 

Superior 

completo 

5,33 2,67 2,90 2,90 9,09 6,06 

Pósgraduação 

1,33 1,33 2,90 2,90 0,00 9,09 

Mestrado 0,00 1,33 0,00 0,00 0,00 0,00 

Doutorado 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 

Nenhuma 

renda 

0,00 0,00 0,00 1,45 0,00 0,00 

Até 1 SM 17,33 22,67 5,80 30,43 9,09 0,00 

1 a 2 SMs 5,33 9,33 5,80 18,84 3,03 15,15 

Renda (%) 1 2 a 5 SMs 22,67 14,67 13,04 18,84 24,24 24,24 

5 a 10 SMs 2,67 2,67 1,45 2,90 3,03 12,12 

10 a 20 SMs 0,00 2,67 0,00 0,00 3,03 6,06 

20 a 30 SMs 0,00 0,00 1,45 0,00 0,00 0,00 

Mais de 30 

SMs 

0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 

Masculino 22,67 20,00 14,50 33,33 33,33 36,36 

Gênero (%) 1 Feminino 25,33 32,00 13,04 39,13 9,09 21,21 

Preço (%) 1 R$ 10,00 12,00 6,67 8,70 18,84 18,18 3,03 

R$ 2,00 12,00 8,00 7,25 1,45 12,12 15,15 

R$ 5,00 6,67 16,00 7,25 30,43 6,06 9,09 

R$ 20,00 12,00 8,00 4,35 18,84 6,06 18,18 

R$ 50,00 5,33 13,33 0,00 2,90 0,00 12,12 

µ: média; σ: desvio padrão; MA: marginal afetado; MNA: marginal não afetado; DR: distante do rio; SM: salário-mínimo; 1 Os dados representam 

as parciais da participação percentual obtida em “sim” e “não”, por exemplo: a soma dos gêneros masculino (22,67%) e feminino (25,33%) totaliza 

48% de resposta “sim” para o grupo MA. 

126 



-2,0 CP 2 (19,5%) 

2,0 

DP Sim 

MNA 

MA 

Escolaridade 

Renda 

Gênero 

Preço 

-2,0 CP 1 (34,8%) 

Idade 

DR 

1,5 

2,0 

CP 2 (20,0%) 

-1,5 

Renda 

Escolaridade 

DR 

DP Sim 

MA 

Preço 

Gênero 

MNA 

Idade 

-1,5 2,0 

CP 1 (38,8%) 

MA: marginal afetado; MNA: marginal não afetado; DR: distante do rio. 

Figura 5 – Relação entre os componentes principais, em (A) com votos de protesto 

e em (B) sem votos de protesto, discriminando os diferentes grupos de localização dos entrevistados 

e suas variáveis respostas (idade, gênero, preço, renda, escolaridade e disposição a pagar “sim”). 

lações urbanas; contudo, sofrem diferentes tipos de 

impactos decorrentes da atividade antrópica. A valoração 

desses recursos naturais é uma das ferramentas 

que podem refletir sua importância no cenário 

das políticas públicas que envolvem esforços para sua 

recuperação e preservação. Nesse contexto, os objetivos 

deste estudo foram estimar o valor ambiental 

dado pela população de Lages para a preservação do 

Rio Carahá, por meio da aplicação do MVC, e avaliar 

as diferenças de percepção ambiental considerando a 

estratificação das pessoas de acordo com a sua relação 

com o recurso ambiental analisado ou a influência 

deste no seu dia a dia. 

Na estimativa do valor ambiental, a DAP foi negativa 

para 61% dos entrevistados, sendo que 48% representavam 

voto de protesto. O modelo logit resultou em 

estimativa do valor do benefício individual de R$ 2,95, 

considerando toda a amostra, e de R$ 20,18, quando 

foram retirados os votos de protesto, melhorando significativamente 

o poder preditivo do modelo. Na maior 

parte dos casos, o protesto esteve vinculado à obrigação 

do governo para com a preservação do recurso 

ambiental estudado. O impacto nos resultados também 

foi percebido pela ACP, sobretudo quando foram 

comparados os grupos de localização geográfica em 

relação ao rio. Sem os votos de protesto, o grupo DR, 

com maior renda e escolaridade, apresentou melhor 

percepção ambiental (maior associação à DAP “sim”). 

A ACP usada no presente trabalho, associada aos modelos 

de regressão logística, mostrou-se excelente ferramenta 

estatística para demonstrar as relações existentes 

entre a DAP e as variáveis respostas, bem como para entender 

o comportamento de diferentes grupos da amostra. 

Assim, possibilita uma visão mais abrangente das relações 

entre as variáveis, sendo recomendado o seu uso 

para outros estudos nesta área do conhecimento. 

127 



REFERÊNCIAS 

AKHTAR, S.; SALEEM, W.; NADEEM, V. M.; SHAHID, I.; IKRAM, A. Assessment of willingness to pay for improved air 

quality using contingent valuation method. Global Journal of Environmental Science and Management, v. 3, n. 3, p. 

279-286, 2017. DOI: 10.22034/gjesm.2017.03.03.005 

ANTUNES, C. M. M.; BITTENCOURT, S. C.; RECH, T. D.; OLIVEIRA, A. C. Qualidade das águas e percepção de moradores 

sobre um rio urbano. Revista Brasileira de Ciências Ambientais, n. 32, p. 75-87, 2014. 

ARROW, K. J.; SOLOW, R.; PORTNEY, P. R.; LEAMER, E. E.; RADNER, R.; SCHUMAN, H. Report of the national oceanic and 

atmospheric administration (NOAA) panel on contingent valuation. Federal Register, v. 58, n. 10, p. 4601-4614, 1993. 

CARSON, R.; HANEMANN, W. M. Contingent valuation. Handbook of Environmental Economics, v. 2, p. 821-936, 2005. 

https://doi.org/10.1016/S1574-0099(05)02017-6 

CHEN, W. Y.; HUA, J. Citizens’ distrust of government and their protest responses in a contingent valuation study 

of urban heritage trees in Guangzhou, China. Journal of Environmental Management. v. 155, p. 40-48, 2015. DOI: 

10.1016/j.jenvman.2015.03.002 

CIRIACY-WANTRUP, S. V. Capital returns from soil conservation practices. Journal of Farm Economics, v. 29, n. 4 parte II, 

p. 1181-1196, 1947. DOI: 10.2307/1232747 

COSTA, M. E. L. da; MELO E SOUZA, R. A. T. de; RIBEIRO, A. R.; PASA, M. C. Respostas de protesto na disposição a pagar 

espontânea e induzida nas técnicas de lances livres e referendo pelo método de valoração contingente. Biodiversidade, 

v. 14, n. 1, p. 117-144, 2015. 

COSTA, M. E. L.; SOUZA, R. A. T. de M. Utilização de variáveis binárias como explicativas para a disposição a pagar manifestada 

pelos frequentadores de uma unidade de conservação urbana em Cuiabá – MT. Biodiversidade, v.15, n. 2, p. 62-74, 2016. 

DAVIS, R. K. The value of outdoor recreation: an economic study of the maine woods. Dissertação (Doutorado) – 

Universidade de Harvard, Cambridge, 1963. 

DZIEGIELEWSKA, D. A.; MENDELSOHN, R. Does “No” mean “No”. Environmental and Resource Economics, p. 71-87, 

2007. DOI: 10.1007/s10640-006-9057-4 

HASSELMANN, K.; JAEGER, C.; LEIPOLD, G.; MANGALAGIU, D.; TÁBARA, J. D. Reframing the problem of climate change: 

from zero sum game to win–win solutions. Nova York: Routledge, 2013. 

HILDEBRAND, E.; GRAÇA, L. R.; HOEFLICH, V. A. “Valoração contingente” na avaliação econômica de áreas verdes 

urbanas. Revista Floresta, v. 32, n. 1, p. 121-132, 2002. http://dx.doi.org/10.5380/rf.v32i1.2353 

HOSMER JUNIOR, D. W.; LEMESHOW, S.; STURDIVANT, R. X. Applied logistic regression. John Wiley & Sons, 2013. v. 398. 

INSTITUTO BRASILEIRO DE GEOGRAFIA E ESTATÍSTICA (IBGE). Cidades, 2016. 2016. Disponível em: . Acesso em: 10 maio 2017. 

INTERGOVERNMENTAL PANEL ON CLIMATE CHANGE (IPCC). Climate Change 2013: the physical science basis. 

Contribution of working group I to the fifth assessment report of the intergovernmental panel on climate change. 

Cambridge/New York: University Press, 2013. 

JUSTO, W. R.; RODRIGUES, C. P. B. Valoração econômica do Parque Ecológico Estadual do Sítio Fundão, Crato, CE. 

Revista de Política Agrícola, n. 1, p. 4-17, 2014. 

LO, A. Y.; JIM, C. Y. Protest response and willingness to pay for culturally significant urban trees: Implications for 

Contingent Valuation Method. Ecological Economics, v. 114, p. 58-66, 2015. DOI: 10.1016/j.ecolecon.2015.03.012 

128 



MAJUMDAR, S.; DENG, J.; ZHANG, Y.; PIERSKALLA, C. Using contingent valuation to estimate the willingness of tourists 

to pay for urban forests: a study in Savannah, Georgia. Urban Forestry & Urban Greening, v. 10, n. 4, p. 275-280, 2011. 

DOI: 10.1016/j.ufug.2011.07.006 

MARKANTONIS, V.; MEYER, V.; LIENHOOP, N. Evaluation of the environmental impacts of extreme floods in the Evros River 

basin using contingent valuation method. Natural Hazards, v. 69, n. 3, p. 1535-1549, 2013. DOI: 10.1007/s11069-013-0762-3 

MATTOS, K. M. da C.; FERRETI FILHO, N. J.; MATTOS, A. Uma abordagem conceitual sobre a valoração econômica de 

recursos naturais. In: SIMPÓSIO SOBRE RECURSOS NATURAIS E SOCIOECONÔMICOS DO PANTANAL, 3. Anais... Mato 

Grosso do Sul, 2000. 

NOGUEIRA, J. M.; MEDEIROS, M. A. A.; ARRUDA, F. S. T. Valoração econômica do meio ambiente: ciência ou empiricismo? 

Cadernos de Ciência & Tecnologia, v. 17, n. 2, p. 81-115, 2000. 

OERLEMANS, L. A. G.; CHAN, K. Y.; VOLSCHENK, J. Willingness to pay for green electricity: a review of the contingent 

valuation literature and its sources of error. Renewable and Sustainable Energy Reviews, v. 66, p. 875-885, 2016. DOI: 

10.1016/j.rser.2016.08.054 

OLIVEIRA, K. T. L. L.; MATA, H. T. da C. Qual o valor de uma praia limpa? Uma aplicação do método de valoração contingente 

no bairro Rio Vermelho, Salvador-BA. In: ENCONTRO DE ECONOMIA BAIANA, 9., Salvador. Anais... Salvador: UFB/SEI, 2013. 

REIS, C. A. M.; SILVA, A. C.; HIGUCHI, P.; SOUZA, S. T.; FERREIRA, C. J. S. M.; MICHELON, B.; MORO, L. Diagnóstico da 

vegetação arbórea e proposta de arborização do Rio Carahá na cidade de Lages, SC. Revista da Sociedade Brasileira de 

Arborização Urbana, v. 4, n. 3, p. 130-142, 2009. 

RIBAS, J. R.; VIEIRA, P. R. da C. Análise multivariada com o uso do SPSS. Rio de Janeiro: Ciência Moderna, 2011. 

SAZ-SALAZAR, S. del; GUAITA-PRADAS, I. The drovers’ routes as environmental assets: a contingent valuation approach. 

Land Use Policy, v. 32, p. 78-88, 2013. DOI: 10.1016/j.landusepol.2012.10.006 

SILVEIRA, V. C.; CIRINO, J. F.; PRADO FILHO, J. F. do. Valoração econômica da área de proteção ambiental estadual da Cachoeira 

das Andorinhas – MG. Revista Árvore, v. 37, p. 257-266, 2013. http://dx.doi.org/10.1590/S0100-67622013000200007 

SIMIONI, F. J.; MOMBACH, G. N. N.; DONADEL, C.; ALVARENGA, R. A. F. Environmental valuation of an artificial lake in 

Brazil: an application of the contingent valuation method. Revista Brasileira de Ciências Ambientais, v. 42, p. 121-132, 

2016. DOI: 10.5327/Z2176-947820160170 

TER BRAAK, C. J. F.; SMILAUER, P. C. Reference manual and user’s guide to Canoco for windows: software for canonical 

community ordination (version 4). Nova York: Microcomputer Power, 1998. 

VAN HOUTVEN, G. L.; PATTANAYAK, S. K.; USMANI, F.; YANG, J. C. What are households willing to pay for improved 

water access? Results from a meta-analysis. Ecological Economics, v. 136, p. 126-135, 2017. DOI: 10.1016/j. 

ecolecon.2017.01.023 

VENKATACHALAM, L. The contingent valuation method: a review. Environmental Impact Assessment Review, v. 24, n. 1, 

p. 89-124, 2004. DOI: 10.1016/S0195-9255(03)00138-0 

XIE, B. C.; ZHAO, W. Willingness to pay for green electricity in Tianjin, China: Based on the contingent valuation method. 

Energy Policy, v. 114, p. 98-107, 2018. DOI: 10.1016/j.enpol.2017.11.067 



129

RBCIAMB_n47

Transforme seus PDFs em revista digital e aumente sua receita!

Delete template?

Save as template ?